Využití vybraných indikačních druhů pro stanovení ekologických faktorů biotopů

Transkript

1 Využití vybraných indikačních druhů pro stanovení ekologických faktorů biotopů BAKALÁŘSKÁ PRÁCE 2013 Karel Kosek

2 MENDLOVA UNIVERZITA V BRNĚ Lesnická a dřevařská fakulta Ústav lesnické botaniky, dendrologie a geobiocenologie Využití vybraných indikačních druhů pro stanovení ekologických faktorů biotopů BAKALÁŘSKÁ PRÁCE 2013 Karel Kosek

3 Prohlašuji, že jsem bakalářskou tematickou práci na téma: Využití vybraných indikačních druhů pro stanovení ekologických faktorů biotopu zpracoval sám a uvedl jsem všechny použité prameny. Souhlasím, aby moje závěrečná tematická práce byla zveřejněna v souladu s 47b Zákona č. 111/1998 Sb., o vysokých školách a uložena v knihovně Mendelovy univerzity v Brně, zpřístupněna ke studijním účelům ve shodě s Vyhláškou rektora Mendelovy univerzity v Brně o archivaci elektronické podoby závěrečných prací. Autor kvalifikační práce se dále zavazuje, že před sepsáním licenční smlouvy o využití autorských práv díla s jinou osobou (subjektem) si vyžádá písemné stanovisko univerzity o tom, že předmětná licenční smlouva není v rozporu s oprávněnými zájmy univerzity a zavazuje se uhradit případný příspěvek na úhradu nákladů spojených se vznikem díla dle řádné kalkulace. V Brně, dne:... podpis studenta:...

4 Poděkování Rád bych touto cestou poděkoval vedoucímu práce panu doc. Ing. R. Řepkovi, Ph.D. za jeho odborné vedení, rady a pomoc se zpracováním práce, bez čehož by tato práce nemohla vzniknout. Dále bych chtěl velmi poděkovat svým rodičům a své přítelkyni za jejich podporu po celou dobu studia.

5 Jméno: Karel Kosek Název: Využití vybraných indikačních druhů pro stanovení ekologických faktorů biotopu Abstrakt Rozšíření rostlin na zemském povrchu není náhodné. Je do značné míry závislé na přírodních podmínkách. Tuto závislost se pro rostliny střední Evropy pokusil zachytit Ellenberg přiřazením indikačních hodnot jednotlivým taxonům (EIH, Ellenberg et al. 1992). Využití metod fytoindikace je spatřováno především v jejich nízké časové a finanční náročnosti oproti drahým laboratorním měřením. Pomocí sledování stavu a změn vegetace můžeme levně a rychle zaznamenat stav životního prostředí. Tato práce srovnává metody výpočtu průměrných EIH, shrnuje výhody a nevýhody jejich použití a úskalí jejich statistického zpracování a interpretace. V praktické části nabízí srovnání výsledků průměrných EIH s výsledky půdních laboratorních analýz z devíti studijních ploch a vyjadřuje se k výpovědní hodnotě EIH. Výsledky ukazují, že EIH nemusí vždy zaznamenat rychle se měnící gradienty prostředí. Klíčová slova: fytoindikace, Ellenbergovy indikační hodnoty (EIH), fytocenologický snímek

6 Name: Karel Kosek Title: Utilization of selected indicator species for assess of biotope ecological factors Abstract A plant s distribution on landsurface isn t accidental. It considerably depends on abiotic conditions. Ellenberg tried to notice this dependence for plant species in western and central part of Europe with his indicator values (Ellenberg indicator values, EIV, Ellenberg et al. 1992) individualy added to plants taxons. An utilization of the phytoindicator method is expected in its low time and financial demandingness over against an expensive laboratory analysis. So we can check state of environment by a cheap and quick monitoring of conditions and changes of vegetation. This thesis compares some arithmetic methods of average EIV, summarizes their advantages and disadvantages and bewares often problems of statistical processing and their interpretation. In a practical part it offers a comparison of results calculated by averange EIV with soil laboratory analysis from nine study sites and it coments an accuracy of EIV. The results demonstrate that EIV have not to signify some rapidly changing gradients of habitat. Key words: phytoindication, Ellenberg indicator value (EIV), phytosociological relévé

7 Obsah 1 Úvod Cíle práce a stručný postup Indikační schopnosti cévnatých rostlin Podmínky a faktory prostředí Fyziologická a ekologická valence a optimum Vztahy mezi rostlinou a okolními organismy Bioindikace Ekologické indikační hodnoty Zjišťované ekologické faktory Specifika použití indikačních hodnot Metodika zpracování dat Fytocenologický snímek Výpočet průměrných Ellenbergových indikačních hodnot Problematika argumentace kruhem Charakteristika území Přírodní podmínky Výběr lokalit a jejich popis Sběr dat Zpracování dat Zpracování fytocenologických dat Chemické analýzy půdních vzorků Výsledky Fytocenologická data Půdní analýzy Srovnání výsledků

8 9 Diskuse Závěr Summary Použité zdroje Knižní a časopisecké zdroje Webové a další zdroje Seznam tabulek Seznam obrázků Seznam zkratek Seznam příloh

9 1 Úvod Je známo, že na rostlinách závisí naše celá civilizace, ba co víc, závisí na nich sama existence života na planetě Zemi, jak jej známe. Kromě toho, že rostliny utváří zásadní složku našeho životního prostředí, jsme v průběhu staletí pro rostliny kolem nás našli nejedno využití. Stali jsme se tak na rostlinách závislí nejen z hlediska přírodního, ale také kulturního a hospodářského a svůj nátlak na využívání potenciálu rostlin neustále zvyšujeme. V souvislosti s tím, jak měníme svět rostlin a své životní prostředí je čím dál více nutné věnovat se také jejich poznání. Potřebujeme vědět, jak se mění svět kolem nás, jak moc jej měníme my, jak moc se může měnit sám od sebe, jak a kde hospodařit a kde si můžeme dovolit ještě brát, abychom nezničili to, co budeme ještě potřebovat. V souvislosti se sledováním stavu a změn našeho prostředí a faktorů, které jej utváří, nám nabízejí nepřekonatelnou pomoc opět rostliny. V podmínkách střední Evropy se vyvinula bohatá a rozmanitá květena, ve které má každý taxon jiné požadavky na životní prostředí a jinou minulost vývoje. Takže sama přítomnost konkrétního taxonu na konkrétních lokalitách nám dává informaci o tom, že tam jsou podmínky, které rostlině umožnili růst. Pokud víme, kde tato rostlina růst může a jaké podmínky potřebuje, víme také, jaké podmínky mohou být tam, kde se rostlina nachází. Když budeme sledovat celá společenstva rostlin na lokalitě a budeme zaznamenávat změny ve společenstvu v čase, budeme zaznamenávat působení změn podmínek celého prostředí rostlinného společenstva. Využití tohoto rostlinného ukazatele, fytoindikace, nám rostliny poskytují zdarma všude kde se nachází. Je jen na nás, zdali těmto informacím porozumíme správně. 2 Cíle práce a stručný postup Hlavním cílem této práce je srovnání ekologických charakteristik vybraných stanovišť zjištěných pomocí Ellenbergových indikačních hodnot s výsledky laboratorních analýz půdních vzorků a komentář k využitelnosti této metody fytoindikace. Ve vybraném území byly na základě předběžného mapového a terénního průzkumu vybrány tři nelesní lokality odhadem rozdílných ekologických charakteristik. Zvažováno bylo zejména rozdílné složení dominantních druhů a zavlhčení stanoviště. Při vlastním terénním šetření byly na každém vybraném typu louky vytyčeny tři studijní plochy, na nichž byl zapsán fytocenologický snímek a odebrán půdní vzorek

10 Fytocenologická data byla později zpracována, výsledky porovnány s výsledky laboratorní analýzy půdních vzorků a metoda i výsledky byly podrobeny diskuzi. 3 Indikační schopnosti cévnatých rostlin Bioindikace jako metoda získání informací o vlastnostech prostředí vychází z empirického či experimentálního poznání, že rozložení živých organismů a jejich společenstev v prostoru je heterogenní a je do jisté míry závislé na vlastnostech prostředí. Existence taxonů nebo celých biocenóz, jejich četnost a vitalita na určitém území v sobě nesou informaci o vlastnostech prostředí (Ambros 1985; Zlatník 1973). 3.1 Podmínky a faktory prostředí Moravec (2000) popisuje vlastnosti pro určitý organismus či cenózu podstatné, tedy pro jeho přežití nezbytné nebo jej významně ovlivňující, jako životní nebo ekologické podmínky prostředí. U jednotlivých organismů se jedná o podmínky uplatňující se v jejich metabolismu. U fytocenóz se jedná o podmínky určující existenci daného typu biocenózy, přičemž mohou být pro jednotlivé rostliny ve společenstvu i narušující, například kosení, pastva či sešlapávání. Moravec (2000) i Zlatník (1973) popisují ekologické podmínky prostředí jako vlastnosti prostředí, které se fakticky nemění a zůstávají stabilní nebo jejich změny nemají ve vztahu k danému organizmu nebo cenóze přímý vliv, například doba trvání vegetačního období v daném regionu bývá fakticky stejná. Vylišují je tak oproti ekologickým či stanovištním faktorům neboli činitelům, mezi které jsou řazeny ty vlastnosti prostředí, jež změnou svojí kvality či intenzity bezprostředně ovlivňují existenci, chování a rozšíření určitých jedinců, populací organismů a konkrétních společenstev. Změny ekologických faktorů vytváří sled ekologického gradientu. Například faktor objemu vody obsažené v půdě může procházet gradientem od vysýchavých propustných půd přes středně vlhká stanoviště až po půdy zamokřené a případně až po vodní prostředí, kde se přítomnost vody v půdě stává z faktoru podmínkou. Jak Moravec (2000) dále poznamenává, přechod mezi životními podmínkami a ekologickými faktory není ostrý a mohou své působení měnit i v určité konstelaci s jinými podmínkami. Nezřídka je pak rozdíl mezi faktory a podmínkami dán vazbou na konkrétní organismus, populaci či společenstvo, ke kterému je vztahujeme. Společné působení všech podmínek a faktorů prostředí vytváří ekotop (Ambros 1985)

11 3.2 Fyziologická a ekologická valence a optimum Vymezení jednotlivých druhů vůči jednotlivým ekotopům je různé. Každý taxon druhové a poddruhové úrovně má své fyziologické optimum odpovídající ideálním ekologickým faktorům a podmínkám ekotopu. Zároveň má každý taxon různou schopnost tolerance, respektive valence, vůči méně příznivým vlastnostem prostředí. Můžeme rozlišovat druhy s širokou tolerancí vůči ekotopu, tzv. euryvalentní, vyskytující se na širším výběru typu ekotopu a v rozmanitějších cenózách, a druhy s úzkou tolerancí, zvané stenovalentní (Zlatník 1973). Limitovat výskyt rostliny na stanovišti může jakýkoliv faktor. Liebig (1840 in Moravec 2000) pokusy s minerální výživou rostlin zjistil, že v souboru faktorů se pro růst rostlin stává rozhodující ten faktor, který je v minimu ( zákon minima ). Podobně byl zjištěn i zákon substituce faktorů, tedy že se mohou jednotlivé faktory ve spolupůsobení zastupovat. Například ve fotosyntéze může být snížená intenzita světla kompenzována vyšší koncentrací CO 2, aby bylo dosaženo téhož výsledku jako při plném osvětlení (Lundegårdh 1925 in Moravec 2000). Ukázalo se jako nezbytné rozlišovat ekovalenci a optimum druhu fyziologické a ekologické (Ambros 1985). Při experimentech s izolovanými jedinci rostlin byly zjišťovány informace o jejich fyziologických tolerancích abiotických faktorů. V zapojených fytocenózách se však často schopnost tolerance vůči faktorům prostředí zužuje, protože se jednotliví jedinci potýkají kromě abiotických činitelů i s biotickými vlivy. Ekologické tolerance jsou v závislosti na taxonu a na dalších faktorech různě široké a téměř vždy jsou více či méně jednostranné, čili optimum se nachází blíže k jednomu z okrajů ekologické tolerance. 3.3 Vztahy mezi rostlinou a okolními organismy V každém rostlinném společenstvu dochází k vzájemnému ovlivňování mezi jednotlivými druhy a jejich populacemi i mezi jedinci jedné populace vzájemně. Rostliny vstupují do kompetičních vztahů o kořenový prostor, o dostupnost k vodě, k živinám, předrůstáním a bočním zástinem se vzájemně omezují v dostupnosti světla. Otázka kompetice mezi jedinci i nejpříbuznějších typů je velmi složitá, a podle podmínek různá a nelze účinek bez experimentálního prověření spolehlivě předvídat (Zlatník 1973)

12 Ve fytocenóze nedochází pouze ke kompetici. Může docházet k dalším složitým vztahům, například amenzalizmu, kdy jedinec, či taxon svojí existencí a metabolickými pochody neumožňuje existenci jiného jedince či taxonu, například produkcí antibiotik nebo specifických inhibitorů, stejně jako může nastat protokooperace, například když jedinci vytvoří uzavřený zápoj s mikroklimatem, které je prospěšné pro každého z nich. V druhově vyvinutých společenstvech je dalšími vztahy mezi taxony parazitizmus, kdy jeden taxon, například houbový patogen, přežívá a množí se na úkor jiného taxonu, a komenzalismus, kdy taxon přežívá díky existenci jiného taxonu, kterému svojí přítomností neškodí (Zlatník 1973). Rostlina na stanovišti podléhá také vztahům navazovaným mimo fytocenózu. Populace mnoha taxonů a celé fytocenózy mohou být ovlivňovány přítomností a počtem vhodných opylovačů, různých škůdců a patogenů, poškozením pastvou a okusem velkými savci a neméně vlastnostmi půdního edafonu. Velkou skupinu vlivů tvoří také vlivy antropogenní zemědělství, změny v krajině, odlesňování, zástavby, zavlékání nepůvodních druhů, znečištění ovzduší, vod a půd může mít zásadní vliv na výskyt rostlin v území a na podobu fytocenóz. I když jsou všechny výše zmíněné faktory výskytu taxonu příznivé, taxon se zde přesto nacházet nemusí jednoduše proto, že neměl možnost se na toto stanoviště rozšířit. 3.4 Bioindikace Výskyt rostliny, populace rostlin nebo celé fytocenózy na určitém areálu je výsledkem mnoha provázaných podmínek a faktorů a vycházíme-li z výskytu rostliny/populace/fytocenózy, jejího množství nebo vitality jako ze vstupní informace o podmínkách prostředí, ve kterém se vyskytuje, pracujeme s komplexní a složitě rozklíčovatelnou informací, jejíž význam se v závislosti na okolních podmínkách mění (Zlatník 1973). V každé oblasti se vyskytují aspoň z části jiné druhy a není stejná ani kompetice a ekologické faktory nejsou vzájemně nezávislé (Ambros 1985). Jestliže z přítomnosti druhu a jeho vlastností můžeme získat informace o jeho prostředí, nazýváme jej bioindikátor. Bioindikátor (zkráceně indikátor) je živý organismus nebo společenstvo, z jehož existence, stavu nebo chování je možno usuzovat na přítomnost určitého činitele v prostředí a na stav a změny v prostředí (Dziock et al. 2006; McGeoch 1998 in Konvalinková et Hrázský 2007). Ellenberg (1974 in Ambros 1985) definoval

13 bioindikátory jako organismy, které indikují dlouhodobé působení prostředí jako celku, ale též reagují na změny významných kombinací faktorů. Podle návrhu expertů německé společnosti pro výzkum (1975 in Ambros 1985) je bioindikátor taxon nebo společenstvo organismů, jehož výskyt nebo lehce zjistitelné chování úzce koreluje s určitými vlastnostmi prostředí, takže je možné jej použít jako ukazatel nebo kvantitativní test (Ambros 1985). Základem bioindikace je fakt, že většina druhů má unimodální odezvu na proměnou prostředí, tzn. že má optimum při určité hladině enviromentální proměnné. Dobrým indikátorem je druh, který má úzkou ekologickou valenci, je dobře určitelný a je relativně běžný (Diekmann 2003 in Konvalinková et Hrázský 2007). Ideální fytoindikátor by pak byla rostlina či společenstvo se stenovalentním vztahem k určitému nezávislému faktoru prostředí. Spousta rostlin, kterým je přikládána schopnost indikace, jsou vlastně indikátory nepravými, neboť v důsledku kompetice neplatí, že by každý taxon osídloval ta stanoviště, na kterém se mu z fyziologického hlediska nejvíce daří. Nejlepšími indikátory extrémních nebo velmi typických stanovišť jsou často kompetičně slabé druhy, které byly na tato stanoviště zatlačeny a náročnými druhy, ale kompetičně silnými nemohou být okupovány (Ambros 1985). Je potom logicky nesprávné takové indikátory nazývat xerofilní či suchomilné nebo sciofilní/stínomilné apod. když se jedná pouze o druhy extrémní podmínky snášející lépe, než jiné náročnější druhy. Takové druhy reagují za neextrémních podmínek zvýšenou vitalitou. Z příznivějších stanovišť bývají ale často vytlačovány. Dá se říct, že v závislosti na kompetičních podmínkách se mění ekologické optimum taxonu a může se významně lišit od optima fyziologického. Příkladem může být bika bělavá (Luzula luzuloides), která je považována za indikátor kyselých stanovišť o ph 3,5 až 4,5, neboť tato stanoviště v krajině běžně obsazuje. Při experimentech s izolovanými rostlinami a monokulturami se nejlépe vyvíjela na substrátech mírně kyselých až neutrálních, tedy ph 6 až 7. Zdá se tedy, že je bika bělavá z mírně kyselých stanovišť vytlačena na těchto stanovištích konkurenčně úspěšnějšími druhy. Podobně se chová i další fytoindikátor nízkého ph, metlička křivolaká (Avenella flexuosa) (sec. Ellenberg 1982 in Moravec 2000). Chceme-li získat z vegetace v území informace o jeho místních podmínkách, je nutné uvažovat všechny výše zmíněné vlivy. Tedy vlivy abiotické dané hlavně geografií, klimatem, geologií a geomorfologií území, biotické dané vztahy v biocenóze i možností rozšíření druhů do území a také vlivy antropogenní působící pravidelným i

14 nepravidelným hospodařením a nepřirozenými odběry a vstupy energie a hmoty do prostředí fytocenózy. Na všechny tyto vlivy je třeba při interpretaci pohlížet nejen ze stavu součastného ale i vzhledem k historickému vývoji a proměnám v čase. 3.5 Ekologické indikační hodnoty Komplexní ekologická charakteristika si vyžaduje měřit závislosti mezi rostlinou a prostředím ve všech ekologických režimech. To je ovšem úloha metodicky velice složitá a při druhové bohatosti naší flóry v podstatě nezvládnutelná (Ambros 1985). Obecně se spokojujeme jen s měřením některých vybraných znaků a s pravděpodobnými představami na základě terénního srovnávacího a vylučovacího výzkumu a tak se pokusit utřídit tisíce taxonů do tzv. ekologických skupin (Ambros 1985), přičemž je nutno neustále upřesňovat údaje o taxonech podle nových poznatků a podle možností, které má v konkrétních ekologických a cenologických podmínkách (Zlatník 1973). Ekologické skupiny druhů jsou v podstatě komplexními geoelementy hodnocenými na základě větší série půdních a klimatických měření v přírodě (Ambros 1985), jinak řečeno jde o skupiny taxonů uspořádané na základě podobného optima k vybrané ekologické charakteristice prostředí (Moravec 2000). Gradient proměnné charakteristiky je většinou rozdělen na tři, pět nebo devět tříd. Příslušnost taxonů k některé z ekologických skupin je charakterizována tzv. indikační hodnotou taxonu. U nás nejznámější a nejpoužívanější jsou Ellenbergovy indikační hodnoty (Ellenberg et al. 1992) (Konvalinková et Hrázský 2007) určené pro rostliny střední Evropy území Německa. V našich podmínkách se mohou ještě uplatnit indikační hodnoty Zarzyckiho pro území Polska a indikační hodnota podle Borhidiho pro Maďarsko, kde je zahrnuta i značná část panonských druhů, které z Ellenbergových hodnot vychází. (Zarzycki et al. 2002, Borhidi 1995 in Nápověda ke kartám druhů C1, AOPK ČR 2012). V těchto metodikách jsou hodnoceny vztahy taxonů k následujícím šesti charakteristikám prostředí: světlo (L), teplo (T), kontinentalita (K), vlhkost (F), půdní reakce (R) a zásobení stanoviště dusíkem (N). První 3 rozlišované faktory se týkají vztahu ke klimatu stanoviště, další 3 se zabývají půdními podmínkami. Stupnice těchto proměnných je ordinální a je tvořena 5 kategoriemi a 4 mezikategoriemi, celkem tedy 9 stupni (Zarzycki používá pouze pět hlavních kategorií). Pro faktor F se vytyčují ještě stupně 10, 11 a 12 vyjadřující ekologické nároky na vodu u taxonů žijících ve vodním prostředí. Význam jednotlivých stupňů zobrazuje tabulka

15 Tabulka 1 Význam indikačních hodnot podle jednotlivých autorů Kromě uvedených číselných hodnot se používají značky '?' pro dosud nehodnocený vztah taxonu k faktoru a 'x' pro druhy s nevyhraněnou reakcí na daný faktor a vůči tomuto faktoru indiferentní (výrazně tolerantní druhy vůči změnám faktoru) Indikační hodnoty pro světlo (L) Ellenberg, Borhidi Zarzycki význam 1 1 hluboký zástin 3 2 mírný zástin 5 3 polostín 7 4 mírné oslunění 9 5 plné oslunění Indikační hodnoty pro teplo (T) Ellenberg, Borhidi Zarzycki význam 1 1 velmi chladné oblasti (alpínské nebo boreálně arktické) 3 2 chladné oblasti (subaplínské, temperátně boreální) 5 3 přechodné oblasti (nižší horský stupeň, speciální mikrohabitaty 7 4 teplé oblasti (plannární až kolinní stupeň) 9 5 nejteplejší oblasti a mikrohabitaty Indikační hodnoty pro kontinentalitu (K) Ellenberg, Borhidi Zarzycki význam 1 1 oceánské druhy 3 2 suboceánské druhy 5 3 druhy kontinentálně nevyhraněné (intermediánní) 7 4 subkontinentální druhy 9 5 kontinentální druhy Indikační hodnoty pro vlhkost (F) Ellenberg, Borhidi Zarzycki význam 1 1 velmi suché půdy 3 2 suché půdy 5 3 mezické (čerstvé) půdy 7 4 vlhké půdy 9 5 zamokřené půdy 10 pravidelně zaplavované půdy 11 vodní rostliny dosahující hladiny 12 plně ponořené vodní rostliny Indikační hodnoty pro půdní reakce ( R) Ellenberg, Borhidi Zarzycki význam 1 1 zásadité půdy 3 2 kyselé půdy 5 3 středně kyselé půdy 7 4 neutrální půdy 9 5 zásadité půdy Indikační hodnoty pro zásobení stanoviště dusíkem (N) Ellenberg, Borhidi Zarzycki význam 1 1 extrémně chudá stanoviště 3 2 chudá (oligotrofní) stanoviště 5 3 středně chudá/bohatá (mezotrofní) stanoviště 7 4 bohatá (eutrofní) stanoviště 9 5 velmi bohatá (extrémně úživná) stanoviště Zdroj: Nápověda ke kartám druhů C1, AOPK ČR (2012), částečně upraveno podle Krejzy (2008)

16 Nízký stupeň představuje malou intenzitu působení faktoru nebo jeho nižší hodnoty. Vysoké hodnoty značí opačný extrém. Druhy s širokou ekologickou amplitudou, tedy indiferentní nebo-li nevyhraněné vůči danému faktoru se označují většinou x, případně 0, u Borhidiho hodnot je široká amplituda často vyjádřena střední hodnotou Zjišťované ekologické faktory Světlo (L) odráží postoj taxonu k nárokům na světlo, přičemž na jedné straně škály jsou druhy sciofitní a sciofilní (stínobytné, stínomilné) s nízkými nároky, na druhé heliofitní a heliofilní (světlobytné, světlomilné) s vysokými nároky na oslunění. Charakteristika vztahu vychází z výskytu druhu pod různě zapojeným podrostem a případně z expozice ke světovým stranám (severní x jižní). Je třeba mít na paměti, že druhy označované jako sciofilní mohou zároveň snášet značnou míru oslunění a na stinná stanoviště mohli být ekologicky vytlačeny. Může se pak stát, že při nepřítomnosti konkurentů budou obsazovat i osluněná stanoviště. Rozdíl mezi slunnými a stinnými stanovišti tvoří v přírodním prostředí především existence či absence zapojeného stromového patra, které utváří specifické vlhkostně a teplotně stabilní mikroklima a má významný vliv i na vlastnosti půdy. Zdánlivá závislost rostlin stinných lesů na dostatečném zastínění může být ve skutečnosti podmíněna závislostí na klimatických či pedologických podmínkách určených edifikátorovou dřevinou. Teplo (T) ukazuje těžiště výskytu taxonu vzhledem k teplotním poměrům. Vzhledem k provázanosti změn průměrné tepoty s nadmořskou výškou lze hledat ve vazbě druhu na teplotní poměry také vazbu na výškové vegetační stupně. Opět je třeba brát v úvahu řadu různých uspořádání teplotního gradientu, například inverzní polohy a intenzitu oslunění spolu s exponovaností vůči světovým stranám. Také vazba rostlin k tepelným poměrům prostředí není vždy podmíněná stejným způsobem. Za nejvýznamnější kritérium, podle kterého jsou gradienty indikačních hodnot často konstruovány, je považována suma teplot za vegetační období, případně suma teplot nad 8 či 10 C. Limitujícími faktory pro rostlinné taxony v dané lokalitě vzhledem k tepelným podmínkám mohou být i další charakteristiky teplotního režimu, například minimální a maximální roční teploty, hloubka zamrzání půdy, působení holomrazů a pozdních mrazů a další

17 Kontinentalita (K) jedná se o komplexní klimatickou charakteristiku vyjadřující vztah taxonu k humiditě klimatu a k jeho teplotnímu a srážkovému režimu. Nejjednodušeji bývá vyjádřena vzdáleností areálu výskytu taxonu od světového moře. Složitější postupy zohledňují více regionální charakteristiky klimatu, například srážkovou normalitu území. Vlhkost (F) vyjadřuje nároky taxonu na vláhu dostupnou z půdy ve vegetační době, nevypovídá žádnou přímou hodnotou o srážkovém režimu. Jako určující charakteristiku lze využít obsah půdní vody využitelné rostlinami, tedy obsah vody mezi maximální kapilární kapacitou (MKK) a bodem vadnutí (BV). Do hodnocení je možno zahrnout i četnost a dobu zaplavení stanoviště (obsah vody překročí maximální kapilární kapacitu a vzniká prostředí bez vzdušných pórů) nebo jeho proschnutí (obsah vody klesne pod bod snížené dostupnosti rostlinou (BSD)). Další možností hodnocení je hloubka hladiny podzemní vody. Opět lze uvažovat různé typy závislosti rostliny na vodním režimu půdy. Rostlina může snášet pouze úzký interval pohybu vlhkosti v půdě, může tedy vyžadovat dostatečný přísun vody a zároveň značnou aeraci a propustnost půdního prostředí, může vyžadovat určitý stupeň provzdušnění půdy, může snášet pouze krátkodobá přeplavování atd. Faktor vlhkosti v sobě zahrnuje další vlastnosti stanoviště, které jej vytvářejí. Srážkový režim oblasti tvoří základní předpoklad pro půdní vlhkost, ale jeho působení může být silně modifikováno dalšími faktory. Například poměr zrnitostních frakcí v půdě má přímý vliv na její propustnost. Písčité půdy mohou mít sklon k přesychání a jílovité naopak k zaplavování. Významný vliv na hydrické poměry má také geomorfologie stanoviště, jeho svahovitost a expozice vůči oslunění. Vrcholové a exponované svahové partie terénního reliéfu prosychají snadněji, než úpatí svahů nebo rovinaté nivy, napájené přítokem i ze vzdálených území. Půdní reakce (R) popisuje postoj taxonu k ph půdního roztoku. Půdní ph má přímou vazbu s dostupností živin pro rostlinu a tak částečně vyjadřuje i trofické (výživové) nároky rostliny. V souvislosti s ph a s minerálními podmínkami stanoviště se často prakticky rozlišují skupiny druhů bazifilních a kalcifilních, tedy vyhledávajících bazické, resp. vápnité půdy, a skupiny druhů kalcifóbních, vápnitým půdám se vyhýbajících. Stejným způsobem můžeme označovat druhy ve vztahu ke kyselému prostředí acidofilní a acidofóbní. Změnou ph se mění dostupnost různých živin, zatím co u hořčíku a vápníku většinou dostupnost s růstem ph stoupá, zmenšuje se například přístupnost bóru. U některých taxonů může tedy být vazba na půdní reakci

18 podmíněna vazbou na dostupnost určité živiny nebo na nesnášenlivost vůči zvýšenému příjmu některého prvku, třeba hořčíku nebo vápníku. Velká část takzvaných kalcifilních druhů je na vápnitá stanoviště konkurenčně vytlačena a přežívají zde pouze díky své snášenlivosti vápníku, nikoliv kvůli jeho preferenci (Moravec 2000). (Zdrojem pro tuto část podkapitoly byly práce Zlatníka (1973) a Ambrose (1985)) Zásobení stanoviště dusíkem (N) faktor N byl stanoven na základě terénních zkušeností. Při experimentech pro ověření jeho korelace s některou proměnou prostředí se potvrdila souvislost s produkcí biomasy, případně s obsahem dusíku v listech. Korelace hodnot N s obsahem dusíku v půdě, který může být značně proměnlivý se nepotvrdila. Více o tématu Wamelink et al. 1998, Lawesson et Mark 2000, Melman et al. 1988, Hill et Carey 1997, Tompson et al Hodnota N vypovídá tedy spíše o celkové úživnosti stanoviště, než o zásobě dusíku (Ertsen et al. 1998, Schaffers et Sykora 2000, Sutton et al. 2004). Hodnotu N ovlivňují i další faktory. Nižší hodnoty mají druhy objevující se na narušených stanovištích, oproti tomu druhy kompetičně schopné vytvářející stabilní společenstva mají hodnoty N vyšší. S úživností stanoviště souvisí i vliv klimatu lokality, suché a teplotně extrémní klima podporuje vegetaci s celkově nižší hodnotou N. Také byla prokázána negativní korelace N s L (světlo) a pozitivní s R (půdní reakce). Vliv má i stres, pokud jsou rostliny ve stresu, dodání živin nemusí mít žádný efekt. Vliv chování k hodnotě N u jednotlivých taxonů může být dát i regionálními rozdíly, původní odhady jsou pro Německou část střední Evropy. Celková hodnota N pro fytocenózu může být též zkreslena druhovou diverzitou, tedy spektrem druhů, které se na stanoviště mohli dostat z jiných důvodů, než je preference stanovištních přírodních podmínek (odstavec o hodnotě N napsán podle Konvalinková et Hrázský 2007). 3.7 Specifika použití indikačních hodnot Při používání indikačních hodnot si tedy musíme být vědomi všech podmínek použití a výhod i nevýhod, které jsou jim vlastní. Indikační hodnoty jsou stanoveny empiricky na základě terénního pozorování a srovnávání pro vybranou oblast s konkrétními neopakovatelnými podmínkami. Hodnoty samotné jsou uspořádány podle relativní ordinální stupnice a neposkytují přesná data, nezjistíme absolutní hodnotu, ale pouze odhad indikovaných vlastností. Rostliny tedy není možné použít jako kvantitativní proměnou. Mohou však již na první pohled upozornit na důležité změny v prostředí. Jak již bylo zmíněno, indikační hodnota odráží ekologické chování druhu,

19 ne jeho fyziologické preference. V jedné hodnotě je také často skrytý komplex působení mnoha faktorů prostředí, které se mohou doplňovat a vzájemně se překrývat. Samotné indikované faktory na sobě navíc nejsou zcela nezávislé. Důležitou vlastností je, že na rozdíl od přístrojových měření, zaznamenává stav vegetace působení faktorů za delší časový úsek a podléhá i bionomickým cyklům přítomných druhů, například jednotlivým aspektům ročního období. Změny indikačních hodnot získané opakovaným vyhodnocováním navíc nemusí odrážet drobné změny prostředí a ukazují pouze zásadní fluktuaci, přičemž změna ve vegetaci bývá většinou zpožděna za změnou prostředí a projevuje se nejprve změnou struktury a zastoupení populací a pak teprve jiným druhovým složením. Přestože díky vegetaci můžeme odhalit změnu podmínek životního prostředí, je velice obtížné odhadnout příčinu této změny. Platí, že větší vypovídající hodnotu má přítomnost určitého druhu než jeho nepřítomnost, protože druh může na daném místě chybět z různých příčin. Častěji než indikace na základě jednoho druhu se využívá indikace na úrovni rostlinného společenstva (Diekmann 2003 in Krejza 2008). Pokud při indikaci využijeme co největší množství na lokalitě rostoucích taxonů, zkoumáme tím celou plochu jako stanoviště a nikoli jen bodově, jako by tomu bylo při indikaci jednotlivými druhy, výsledky jsou tak mnohem jemnější a nehrozí zkreslení případně vysokou fluktuací vlastností prostředí, navíc tak získáváme indikační hodnoty i pro plochy, kde dobré indikátory schází (Ambros 1985). Indikační hodnoty pro jednu ekologickou charakteristiku všech taxonů na jednom stanovišti se nemusí shodovat, protože vyjadřují vypozorovaná ekologická optima druhů, ale neříkají nic o šířce jejich ekologické tolerance. Druhy na jednom stanovišti mohou mít různá ekologická optima, pokud se jejich tolerance ekologických faktorů překrývají. Dá se předpokládat, že vlastnosti stanoviště budou odpovídat průniku tolerancí všech na něm stabilně se vyskytujících rostlin. Tuto hodnotu z indikačních hodnot pouze odvozujeme na základě předpokladu, že se nachází někde ve škále získaných hodnot. 4 Metodika zpracování dat Představovaná metodika fytoindikace pomocí ekologických hodnot jednotlivých taxonů vychází z Curyšsko-montpellierského fytocenologického směru, jenž je současně výchozí pro aktuální syntaxonomickou klasifikaci (taxonomie rostlinných společenstev). Cílem tohoto směru je vylišení fytocenologických taxonomických jednotek. Proto jeho metody zvýrazňují diskontinuity ve vegetaci. Základem všech

20 technik tohoto směru je zápis vegetačního snímku. Ten je zapisován na různých úrovních přesnosti v závislosti na následném zpracování a očekávaném výstupu. Pro třídění syntaxonomických jednotek jsou užívány dva základní typy metod. Na jedné straně stojí tabelární syntéza na druhé numerické metody. Další výzkumy vegetace se zabývají její distribucí a změnami, reakcemi na antropogenní činitele a také vazbou na proměnné prostředí, kterou se zabývá i tato práce ve své praktické části. 4.1 Fytocenologický snímek Zápis fytocenologického snímku se provádí na vymezených studijních plochách. Studijních ploch se vytyčuje různý počet dle potřeby studie a velikosti území. Jejich subjektivní rozdělení v krajině se dá provést za předpokladu, že již máme předběžně rozlišeny typy společenstev v území a studijní plochy do nich rozdělujeme rovnoměrně. Studijní plochy lze rozmístit i systematicky v pravidelné síti nebo podél transektu. Velikost studijní plochy má být větší, než je tzv. minimiareál, tedy plocha na níž se může plně vyvíjet celá jednotka určitého společenstva, aby bylo možno toto společenstvo zachytit. O velikosti minimiareálu a jeho určení pro různá společenstva se dosud vedou dohady. Se zvětšováním plochy přibývá nejprve nových druhů více a s každým dalším zvětšením je počet přidaných druhů menší. Závislost přibývání druhů se zvětšováním území se jeví jako logaritmická. Pro praxi jsou stanoveny rozsahy minimiareálů, které se běžně používají a měly by být dostačující. Například Muellerdumbois et Ellenberg (1974) uvádí vhodnou velikost studijních ploch pro kosené louky m 2 a pro hnojené pastviny 5 až 10 m 2. Jako tvar studijní plochy jsou pro velkoplošná společenstva doporučeny čtverec nebo obdélník, jež se snadno vyměřují. V menších společenstvech je doporučována plocha kruhová kvůli tzv. rohovému efektu (edge effect). Při rozmísťování studijních ploch je nutné se ujistit, že vlastnosti stanoviště jsou na ploše homogenní. Umístění plochy na rychle se měnící gradient nějakého faktoru by závažně ovlivnilo výsledky. Dostatečné ověření homogenity lze většinou uskutečnit pozorováním na místě. Na změnu vlastností většinou upozorní sám vzhled stanoviště, popřípadě vegetace, orientačně se dá ověřit kontrolou, zdali se druhy s vyšší hustotou populace nachází rovnoměrně na celé ploše. Zápis snímku na ploše můžeme rozdělit na dvě části. První je záhlaví, kde je zapsáno pracovní označení snímku, datum, jméno autora snímku a dále údaje o lokalitě, přírodních podmínkách, nadmořské výšce, tvaru a velikosti území, rázu vegetace, průměrné a případně maximální výšce vegetace, celkové pokryvnosti půdy vegetací a

21 lokalizace, například v některém z geografických systémů (WGS-84, SJTSK). Druhá část obsahuje samotný seznam na ploše nalezených rostlinných druhů a případně odhad jejich kvantitativního zastoupení na ploše. Seznam druhů je nejdůležitější částí zápisu. Druhy se uvádějí latinskými jmény a sestaveny po jednotlivých vegetačních patrech. Semenáčky dřevin se uvádějí za druhy bylinného patra, podobně i mladé stromy za druhy keřového patra. Pro každé patro se uvádí celková pokryvnost a výška, případně i počet druhů. Pro kompletnější informace o stanovišti je nutné doplňovat snímek opakovaně v různých ročních obdobích. Druhy nacházející se v okolí plochy, ale již ne na ní, je možné doplnit do závorky za seznam druhů, nikdy se nedopisují ke snímku jako by na něm rostly. Mohou však posloužit při konkretizaci výsledků. Kvantitativní zastoupení druhů na ploše můžeme zkoumat několika způsoby. Měření biomasy při této metodě je vegetace na studijní ploše většinou odebrána, roztříděna a bývá měřena hmotnost, případně objem biomasy jednotlivých druhů. Hustota populací spočítán je průměrný počet jedinců druhu na jednotku plochy, může být vyjádřena i průměrnou vzdáleností jedinců. Početnost populací spočítána je takzvaná abundance, neboli počet jedinců jednotlivých druhů na analyzované ploše. Vyjadřují se v absolutních i relativních hodnotách, například podle rozdělení do početnostních tříd. Frekvence populací jedná se o frekvenci výskytu jedinců druhu a charakterizuje jejich rozmístění v prostoru. Analyzovaná plocha se rozdělí na několik menších a frekvence se počítá jako podíl plošek, na kterých se druh vyskytuje, oproti všem ploškám. Pokryvnost druhových populací jedná se o procento povrchu půdy zakrytého kolmým průmětem vybraných částí rostlin. Většinou se zjišťuje pokryvnost půdy celými rostlinami, tedy celou nadzemní částí. Prováděny byly ale i snímky zapisující bazální pokryvnost, tedy příčnou řeznou plochu rostlinných těl v úrovni terénu. Pokryvnost populací může být měřena různými záznamovými grafickými a fotografickými metodami. Většinou je však odhadována přímo pracovníkem v terénu na procenta s předpokladem určité chyby, nebo je odhadována v pokryvnostních třídách. Pokryvnostní třídy jsou uspořádány ve stupnicích po určitých rozpětích pokryvnosti a umožňují rychlý zápis snímku s nízkou pravděpodobností chyby, to za cenu méně přesných hodnot. Toto stanovení pokryvnosti není po zacvičení příliš obtížné. Odhad pokryvnosti je ale vždy zatížen určitou subjektivní chybou. Běžně se dnes používají stupnice kombinující abundanci a dominanci, tedy početnost a pokryvnost, kde jsou málo zastoupené druhy počítány po jedincích a hojněji zastoupené druhy svojí

22 pokryvností. Nejběžnější je šesti až sedmičlenná Braun-Blanquetova stupnice zobrazená v tabulce 2 (Braun-Blanquet 1921, 1928, 1961 in Moravec 2000). (Tato část podkapitoly Fytocenologický snímek napsána podle Moravce (2000).) Tabulka 2 Braun-Blanquetova stupnice abundance a dominance sedmičlenná Třídy pokryvnosti Rozsah pokryvnosti Index pokryvnosti (ip) 5 75 až 100 % až 75 % až 50 % až 25 % 4 1 hojný výskyt, pod 5 % 3 + roztroušené, do 1 % 2 r ojedinělé, 0,1 % 1 Braun-Blanquet 1921, 1928, 1961 in Moravec 2000, upraveno Na význam podrobnosti stupnice abundance a dominace a důsledné dohledávání druhů s nízkou početností jsou různé. Například Ewald (2003) hodnotil závislost Ellenbergových indikačních hodnot na úplnosti fytocenologických zápisů. Došel k závěru, že metoda je poměrně odolná vůči nekompletním záznamům. Käffer et Witte (2004) zase doporučují věnovat se podrobnému dohledání co nejvíce přítomných druhů, a to i na úkor přesnosti odhadu pokryvností (Konvalinková et Hrázký 2007, Krejza 2008). 4.2 Výpočet průměrných Ellenbergových indikačních hodnot Existuje několik způsobů, jak získat z fytocenologických snímků konkrétní průměrnou hodnotu pro dané prostředí. Běžně se jedná o hledání nějaké střední hodnoty souboru indikačních hodnot daného faktoru všech druhů na ploše. Užíván je často aritmetický průměr a aritmetický průměr vážený pokryvností druhu nebo podle pokryvnostních tříd. Objevují se i různé korekce zmírňující chyby, jenž nabírají na významu v závislosti na regionu a množství zpracovávaných dat. Samostatným problémem je pak využívání indikačních hodnot ve složitějších statistických analýzách a interpretace různými způsoby získaných výsledků. přístupy. Hodnota indikující působení některého z faktorů stanoviště se běžně počítá třemi Kvalitativní přístup nepočítá s různým zastoupením jednotlivých druhů a všechny druhy mají stejnou váhu. Rozlišována je pouze kvalitativní informace, zdali

23 druh je nebo není přítomen. Většinou se k výpočtu využívá vážený průměr indikačních hodnot přítomných druhů. Matematicky oprávněnější je využití mediánu. Výsledky vychází dosti podobně (více Möhler 1997, Diekmann 2003 in Konvalinková et Hrázký 2007). Ordinální přístup hodnota je počítána váženým aritmetickým průměrem, přičemž váha druhu je dána příslušností k určité třídě stupnice abundance a dominance. Váha druhů může být úměrná vzrůstajícímu pořadí třídy stupnice nebo může být změněna o volitelný koeficient, čímž dochází k zvýraznění působení určité skupiny druhů. Kvantitativní přístup spočívá ve výpočtu váženým aritmetickým průměrem, kde váhu druhu tvoří vztah k jeho pokryvnostnímu zastoupení. Tento vztah je nejčastěji přímo úměrný. Dle potřeby lze uvažovat o jiných matematických závislostech, například exponenciální či logaritmické (váha druhu ve výpočtu může být dána odmocninou jeho pokryvnosti apod.). Kvalitativní přístup může být výhodnější při studiu typu biotopu. Při sledování určité proměnné prostředí nebo při studiu změn ve vegetaci v čase se naopak více uplatní přístup kvantitativní (Konvalinková et Hrázký 2007). Indiferentní druhy s hodnotou x se do výpočtu většinou nezahrnují. Jejich hodnoty ale lze dopočítat zpětně, jak ukazují Käfer et Witte (2004) (in Konvalinková et Hrázký 2007). Volba váhy jednotlivých druhů ve výpočtu může být vhodná na stanovištích, kdy se například domníváme, že většina druhů s malou pokryvností zde není schopná tvorby plnohodnotných jedinců a na stanoviště se dostala šířením z okolí, aniž by vytvářena stabilní populace. V praxi se může jednat o nálety semenáčků dřevin do husté buřeně, ale i o jiné rostliny. Opačným případem, kdy může být vhodné potlačit váhu druhů s vysokou pokryvností, je případ stanoviště s dominantním jedním nebo několika málo druhy, které se vyskytují hojně i v okolí a je zřejmé, že jejich výskyt na stanovišti je více dán kompetičními schopnostmi a podmínkami než sledovanými vlastnostmi stanoviště. Právě dobré indikátory, tedy druhy s úzkou valencí vůči vybranému faktoru, často nejsou schopny dosáhnout vysokých pokryvností. To na rozdíl od běžně se vyskytujících kompetičně silných druhů, jejichž vysoké pokryvnosti na zkoumaném stanovišti mohou při zahrnutí do výpočtů zkreslovat výsledek (více o problému Efekt

24 druhové bohatosti a frekvence druhů, Huston 1997, Schaffers et Sýkora 2000 in Konvalinková et Hrázký 2007). Při volení váhy jednotlivých druhů dle pokryvností je tedy potřeba si uvědomit, že řada málo zastoupených druhů se na ploše může vyskytovat pouze náhodou, zatím co druhy s vyšším zastoupením mohou dominovat z různých důvodů také v celé oblasti a výsledky unifikovat. 4.3 Problematika argumentace kruhem Kritika použití Ellenbergových indikačních hodnot se často opírá o problém argumentace kruhem. Metodě je vytýkáno následující: Vlastní indikační hodnoty jednotlivých taxonů jsou odvozeny od jejich chování pozorovaného v přírodě, konkrétně dle výskytu na stanovištích, kde jsme naměřili určité ekologické parametry. Z vlastností těchto stanovišť tedy byly odvozeny vlastnosti druhů, ze kterých my opět odvozujeme vlastnosti stanoviště námi studovaného. Ekologické hodnoty druhů byly ale odvozeny v jiném kontextu a měřítku, než v jakém jsou běžně aplikovány a tento problém je pouze teoretický. Komplikace nastává ve chvíli, kdy je stejný princip argumentace kruhem použit na konkrétních stanovištích, tedy když jsou z vegetačních dat odvozeny EIH a s jejich pomocí jsou pak vysvětlena ta samá vegetační data. Tento přístup se objevuje pro využití EIH jako pasivní proměnné v nepřímé ordinaci, která je součástí řady vegetačních studií. Cílem analýzy bývá odhalení skrytých gradientů vegetace a zjištění, zda-li se dají vysvětlit pomocí některé proměnné prostředí. Při této analýze jsou obyčejně dostupné aspoň nějaké naměřené hodnoty faktorů prostředí. Na základě jejich gradientu se vytyčí hlavní ordinační osy diagramu, na něž se pak promítnou jednotlivé snímky podle jejich vypočtených EIH, tedy podle vlastností jejich druhového a pokryvnostního složení, čímž se může závislost mezi gradienty vegetace a prostředí zobrazit. Tento postup navrhl Persson (1981). Průkaznost korelace naměřených dat s ordinačními osami bývá poté testována. Argumentace kruhem nastává ve chvíli, kdy nejsou naměřená žádná data proměnných nebo nejsou z jiného důvodu použita a ordinační osy jsou nastaveny podle vypočtených průměrných EIH. Navíc případný test průkaznosti korelace při takovém postupu odporuje svému základnímu předpokladu, totiž že obě korelované proměnné na sobě musí být nezávislé (více o problému Herben et Münzbergová 2003 in Zelený 2012). Vlastností tohoto postupu je, že je korelace mezi proměnou prostředí a snímky

25 prokázána ve více případech, než tomu ve skutečnosti je. Výsledky jsou proto jaksi optimističtější, než ve skutečnosti jsou. Protože výsledky takové analýzy vychází hezky, nic nebrání rozvinutí široké interpretace okolo výsledků a metodická chyba tak může být snadno přehlédnuta. Pokud přesto chceme analýzu provést a ověřit závislost mezi vegetací a proměnnými prostředí, nabízí se dvě alternativy, které doporučuje Zelený (2012). (1) nepoužívat korelaci průměrných EIH se skóre vegetačních zápisů na ordinačních osách, ale korelovat přímo druhové indikační hodnoty se skóre jednotlivých druhů na ordinačních osách a tuto korelaci testovat. Tímto způsobem, který doporučují Herben et Münzbergová (2003), obejdeme elegantně problém se závislostí mezi průměrnými EIH a ordinačními osami. (2) při testování průkaznosti korelace průměrných EIH se skóre vzorků je použití modifikovaného permutačního testu (Zelený & Schaffers 2012), který je založen na promíchávání druhových indikačních hodnot mezi druhy v tabulce dat. Korelace průměrných EIH je přitom porovnávána s opakovaně generovanými korelacemi průměrů znáhodněných EIH s cílem zjistit, jestli jsou průměrné EIH průkazně (tedy dostatečně často) lepší. (Podkapitola Problematika argumentace kruhem napsána podle Zeleného 2012.) 5 Charakteristika území Pro terénní výzkum byla vybrána obec Tasovice ve stejnojmenném katastrálním území. Nachází se v Jihomoravském kraji, v okrese Blansko. Širší územní vztahy zobrazuje příloja P1. Nedaleko obce se nachází Kunštát na Moravě a Lysice. Její katastrální rozloha činí 327 ha (ČUZK ). Významný podíl na této rozloze má orná půda, louky a lesy. V současnosti zde žije 73 stálých obyvatel, nachází se zde 46 čísel popisných, z toho je trvale obydleno asi 26 domů. Obec je spojena silnicí se dvěma nejbližšími sousedními obcemi, Černovicemi a Hodonínem. V jižní části území obce leží jedno zvláště chráněné území PR Ploník o výměře 26 ha, jehož předmětem ochrany jsou mokřadní stanoviště a na ně vázané vzácné rostlinné a živočišné druhy. Území je také rozděleno mezi dva přírodní parky Halasovo Kunštátsko a Svratecká hornatina. Obcí vede cyklostezka a v zimě jsou tu dobré podmínky pro běžecké lyžování. Na severovýchodě obce se nachází chatařská osada pro rekreační účely (Obec Tasovice 2012)

26 5.1 Přírodní podmínky Území obce leží v mírně teplém srážkově normálním klimatickém regionu ČR, označení MT3. Srážky se tedy pohybují mezi 600 až 750 mm ročně, sněhová pokrývka zakrývá půdu 60 až 100 dní v roce a hlavní vegetační období trvá 120 až 140 dní ročně (Klimatické regiony ČR, Quitt 1971). Geologické podloží je kyselého a mírně kyselého charakteru, tvořeno převážně ortorulami, granulity a mírně pokročilými migmatity, místy se vyskytují i jiné metamorfity jako břidlice, fylity a svory až pararuly Česká geologická služba 2003, geologická mapa ČR 1 : ). Půdní profily jsou tvořeny převážně kambizeměmi mesobazickými s různým podílem skeletu, v nižších polohách také skupinou stagnosolů (Česká geologická služba 2003, Půdní mapa ČR 1 : ). Tasovice leží na západním okraji Sýkořské hornatiny, v okrsku Nedvědické vrchoviny, což je horská klenba táhnoucí se SJ směrem s nevyšším vrcholem Sýkoř 702 m n. m. Celé k.ú. klesá převážně SZ směrem (Demek et al. 2006). Podle Culka (1996) patří obec do Sýkořského bioregionu 1.51, jako potenciální vegetace jsou zde uváděny květnaté bučiny s jedlí, případně acidofilní bučiny. Vyskytují se zde druhy středoevropského listnatého lesa a druhy submontánní. Je zde zastoupena běžná fauna zkulturnělého východního předhůří Českomoravské vrchoviny (Culek, 1996). Převážně na celém území katastru obce se vyskytuje biochora 5PS, Pahorkatiny na kyselých metamorfitech, která se obecně vyskytuje v nejvyšších polohách Vysočiny. Je typická zvlněným, mírně zarovnaným reliéfem o převýšení většinou do 50 m. Typické jsou mírně ukloněné svahy, široké oblé hřbety, nevýrazná sedla a úvalovitá otevřená údolí s četnými prameništi (Culek 2005). Současné využití krajiny je zemědělsko lesnické (CENIA ). Největší část obce zabírají trvalé travní porosty, které jsou obhospodařovány sečí nebo pastvou skotem, kozami i ovcemi. 5.2 Výběr lokalit a jejich popis Pracem v terénu předcházel předběžný terénní průzkum v území, jehož cílem bylo poskytnout podklady k výběru konkrétních lokalit. Tento průzkum probíhal v květnu roku Tímto průzkumem byla vytipována dvě stanoviště ze tří. Zbývající třetí lokalita byla konkrétně určena až před samotným snímkováním a odběrem vzorků. Jejich polohu znázorňuje příloha P

27 První lokalita byla umístěna v blízkosti souřadnic 49 30'12.993"N, 16 26'35.161"E systému WGS-84 (Mapy.cz 2011) v malém přestárlém a prořídlém třešňovém sadu s travinobylinným podrostem. Lokalita se nachází na svahu se sklonem od 3 do 5 severovýchodní expozice, v nadmořské výšce přibližně 620 m. Třešně jsou velmi mezernatě rozestoupeny ve sponu přibližně 10 x 10 m. Již nemají plně olistěné koruny, netvoří tedy zápoj a vrhají na podrost slabý polostín. Všechny tři studijní plochy na lokalitě byly vybrány v meziřadí třešní. Celý sad má lichoběžníkový tvar a dle katastru nemovitostí zabírá 0,55 ha (ČUZK ). Podle celkové fyziognomie vegetace a vysokého zastoupení děhelu lesního (Angelica sylvestris), bršlice kozí nohy (Aegopodium podagraria) a dalších diagnostických druhů byla lokalita odhadnuta jako mezofilní až hygromezofilní. V době snímkování dosahovala střední průměrná výška vegetace přibližně 0,7 m nad zemí a nejvyšší okolíky Angelica sylvestris dosahovaly 1,5 m. Celková pokryvnost vegetace se pohybovala od 85 do 95 %, v mechovém patře se rostliny vyskytovaly řídce, pouze místy nad 10 % pokryvnosti, většinou však kolem 1 %. Přítomnost lučních kulturních a polokulturních druhů je nejspíše dána blízkostí intenzivně využívaných travních porostů a pravidelným kosením. Je možné, že do sadu byly kdysi kulturní druhy i vysévány. Druhá lokalita byla umístěna ve světlině lesního porostu. Dominuje jí skřipina lesní (Scirpus sylvaticus). V blízkosti souřadnic WGS '14.59"N, 16 26'58.67"E (Mapy.cz 2011) se nachází 2 bezlesé plochy, jedna menší o přibližné velikosti 300 m 2, na které byla vytyčena jedna studijní plocha, a větší plocha o velikosti asi 800 m 2, na které byly vytyčeny dvě studijní plochy. Tyto bezlesé enklávy jsou ohraničeny porostem olší a keřovitých vrb z jižní a východní strany a smrkovým porostem ze severu a západu. Sukcesi dřevin do bezlesých ploch pravděpodobně brání vysoká úroveň zamokření, silný organogenní horizont a hustý porost vytrvávající v podobě sušiny i přes zimní měsíce. Nebyly pozorovány žádné známky managementu. Lokalita se nachází téměř na rovině, sklon do 2 severní expozice, nadmořská výška 630 m. Vegetace zde pokrývá 75 až 95 % půdy a dosahuje výšky kolem 0,7 m. Mechové patro zde vůbec vyvinuto není. V katastru nemovitostí je jako způsob využití parcely uvedeno trvalý travní porost (ČUZK ) a leze se proto domnívat, že celá parcela o rozloze cca 4200 m 2 byla dříve obhospodařována, možná i odvodňována. Po ukončení managementu území se zde začaly šířit okolní dřeviny a parcelu zarostly až na nejzavlhčenější plochy, které obsadil zkoumaný hustý travinobylinný porost

28 Jako třetí lokalita byla vybrána rozsáhlá louka při souřadnicích 49 29'58.616"N, 16 26'33.097"E systému WGS-84 (Mapy.cz 2011) nacházející se severně od intravilánu obce. Jedná se o velmi mírný svah s úklonem přibližně 2 západním směrem v nadmořské výšce okolo 622 m. Vzhledem k přítomnosti řady výrazných druhů středně vlhkých stanovišť, jako například kontryhel obecný (Alchemilla monticola), srha laločnatá (Dactylis glomerata), jitrocel kopinatý (Plantago lanceolata) a krvavec toten (Sanguisorba officinalis) byla lokalita předběžně hodnocena jako mezofilní. Výška vegetačního pokryvu dosahovala 0,3 m,vrcholy lodyh vyšších bylin až 0,5 m. Na louce byly pravděpodobně dříve vysévány kulturní druhy a louka je zřejmě ovlivněna extenzivní pastvou skotu. Povrch půdy se zdá být zhutněný a lze soudit, že lokalita byla v minulosti zatížena pojezdem těžké mechanizace. Vegetace zakrývala půdu z 65 až 70 %. Mechové patro bylo vyvinuto pouze do 5 % pokryvnosti. 6 Sběr dat Zápis fytocenologických snímků a odběr půdních vzorků byly provedeny na všech vybraných lokalitách. Na každé ze tří lokalit byly vytyčeny postupně tři studijní plochy. Dohromady bylo vytyčeno 9 subjektivně vybraných studijních ploch. Plochy byly v zápise označeny dvěma ciframi oddělenými tečkou, přičemž první cifra vyjadřuje stanoviště, druhá studijní plochu. Tak vznikly pracovní označení 1.1; 1.2 až 3.3. Při umisťování ploch byl kladen důraz na jejich homogenitu a vzájemnou podobnost v rámci stanoviště (Moravec, 2000), jmenovitě pro sklonitost a expozici terénu, zastínění a skladby dominantních druhů. Tvar a velikost plochy byly vybrány dle doporučení J. Moravce (2000) pro velkoplošné fytocenózy kosených a hnojených luk jako čtvercové plochy o straně čtyři metry. Všechny plochy byly umístěny v minimální vzájemné vzdálenosti 15 metrů. Vyměřováno bylo za pomoci výtyček a pásma. Zápis na každé ploše probíhal podobným způsobem. Na každé ploše byl po vytyčení zapsán odhad expozice a sklonitosti terénu, celkové pokryvnosti plochy vegetací a průměrné výšky vegetace. Maximální výška vegetace byla zaznamenána v případě výrazně nestejnorodé vertikální struktury porostu, kterou způsobovaly některé taxony dorůstající větších výšek. Zápis druhů cévnatých rostlin probíhal od okrajů plochy počínaje četnými taxony až po taxony méně časté. Takto byla zaznamenána většina druhů zastoupených na ploše. Zároveň se zápisem druhu byla odhadnuta i jeho pokryvnost, jejíž hodnota byla ještě později dle potřeby upravována. Následně byl proveden kontrolní součet pokryvností, který byl považován za reálný,

29 když byl stejný nebo vyšší než odhad celkové pokryvnosti. Součet všech dílčích pokryvností musí přesáhnout celkovou pokryvnost porostu, neboť v porostu dochází k překryvům. Poté byla důkladně prohledána celá plocha, dopsány všechny nově nalezené druhy včetně pokryvností a případně poopraveny pokryvnosti již předtím odhadované. Poslední odhad byl věnován pokryvnosti mechového patra E0. Pokryvnost byla odhadována na celá procenta. Pro druhy vyskytující se pouze ojediněle bylo zapisováno r, hodnota byla později brána jako 0,1 % pokryvnosti. Pro druhy vyskytující se na ploše vzácně, do 1 % pokryvnosti, bylo zapsáno +. Po dokončení pozorování byla zapsána souřadnice pomocí GPS ze středu plochy. Půdní vzorek byl z každé plochy odebírán ve dvou sondách z hloubky 5 až 15 cm po odstranění humusových horizontů. Půdní vzorky z jedné studijní plochy byly smíchány pro eliminaci lokálních výkyvů gradientu ekologických faktorů, čímž byl vytvořen reprezentativní vzorek půdních vlastností stanoviště. Výzkumná plocha byla po ukončení odběru vzorků uvedena do původního stavu. Vzorky půdy byly zabaleny a před laboratorní analýzou uskladněny s přístupem vzduchu. 7 Zpracování dat Data byla zpracovávána v programech Microsoft office Word a Excel Mapové podklady byly získány z veřejných WMS serverů Českého úřadu zeměměřičského a katastrálního a zpracovány v programi ArgGis 10.1 společnosti Esri. 7.1 Zpracování fytocenologických dat Zpracováván byl seznam druhů každé studijní plochy spolu se zaznamenanou pokryvností. Pro jednotlivé druhy byly vyhledány Ellenbergovy indikační hodnoty všech šesti faktorů: světlo (L), teplo (T), kontinentalita (K), vlhkost (F), půdní reakce (R), dostupnost dusíku (N). Zdrojem pro hodnoty byla v prvé řadě internetová databáze Ökologische Zeigerwerte nach Ellenberg, (KARRER et WIEDERMANN ). Chybějící hodnoty byly doplněny o záznamy dostupné k programu JUICE verze 7.0 (2013). U některých druhů bylo ještě provedeno srovnání s Ellenbergem (1992). Bylo zjištěno, že některé hodnoty se nepatrně liší a byla zde zřejmě provedena korekce o regionální rozdíly a nové údaje. Pro taxon Galeopsis pernhofferi (konopice Pernhofferova), nebyly EIH nalezeny vůbec. Druh začal být rozlišován relativně nedávno a dosud není úplně znám jeho areál ani ekologické nároky (Kubát 2002). V zápisech se vyskytoval na studijních plochách 2.1 s pokryvností 1 % a

30 s pokryvností okolo 0,5 %. Pro výpočty EIH byl počítán jako indiferentní druh vůči všem faktorům. Odhad pokryvnosti v terénu byl převeden do sedmičlenné stupnice abundance a dominace podle Braun-Blanqueta a na procenta pokryvnosti.viz tabulka 2, podkapitola 4.1. Procentuální hodnoty pro minimálně zastoupené druhy v terénu značené r a + byly oproti Braun-Blanquetovi doplněny dle uvážení. Pro každou studijní plochu byly pak vypočítány průměrné EIH čtyřmi způsoby. Kvalitativně aritmetickým průměrem (rovnice 1), kvantitativně aritmetickým průměrem váženým stupni pokryvnostních tříd (v textu označen jako index pokryvnosti, ip) a kvantitativně aritmetickým průměrem váženým pokryvností v procentech (rovnice 2). Rovnice 1 Kde: mi j je průměrná hodnota pro snímek j I i je indikační hodnota druhu n je počet druhů ve snímku Rovnice 2 Kde: wmi j je průměrná hodnota indikační hodnoty ve snímku j a ij je odpověď druhu i ve snímku j (pokryvnost, abundance) I i je indikační hodnota druhu i Vzorce převzaty z Konvalinkové et Hrázkého (2007). Druhy indiferentní nebo bez určeného ekologického chování nebyly do výpočtů zahrnuty. Hodnoty pro celé lokality, značené L1, L2 a L3 byly vždy vypočteny

31 aritmetickým průměrem ze třech příslušných studijních ploch. Pro lokality L1, L2, L3 a pro všech 9 studijních ploch dohromady byla vypočtena průměrná četnost výskytu druhů. Byla vypočítána aritmetickým průměrem z četností výskytu všech druhů podle rovnice 3. Dále byly pro každou ekologickou proměnnou na každé ploše spočítány druhy indiferentní a druhy indikující a procentuální podíl druhů indikujících proměnou ze všech druhů na ploše. Pro každou plochu a každou ekologickou proměnou byla spočítána průměrná odchylka EIH uvedených u přítomných druhů podle rovnice 4. Indiferentní druhy nebyly nijak počítány. Rovnice 3 C L = n i= 1 c nl. n i d Kde: C L je celková četnost druhů na lokalitě c i je četnost (počet ploch, kde se druh vyskytuje) druhu na lokalitě n L je počet studijních ploch na lokalitě n d všech počet druhů na lokalitě Rovnice 4 n i= a = 1 Kde: ai n p a je průměrná odchylka a i je EIH druhu i p je průměr EIH na ploše n je počet druhů na ploše

32 7.2 Chemické analýzy půdních vzorků Půdní vzorky byly odeslány na chemickou analýzu do Laboratoře Morava s.r.o., Studénka. Zkoumány byly hodnoty ph/h 2 0 a ph/kcl, obsah oxidovatelného uhlíku, obsah dusíku, podíl organické hmoty, organických látek vázaných - fulvokyselin a humínových kyselin z celkové hmotnosti, obsah dostupných živin pro fosfor, hořčík, vápník, draslík podle Mehlicha II a pro vzorek z plochy 2.3 podle Göhlera, kde byl odlišný způsob stanovení zvolen z důvodu vysokého obsahu organické hmoty. Dále byla změřena kationtová výměnná kapacita součtovou metodou podle Mehlicha a z ní vyvozen podíl bazických kationů a poměr hořčíku a draslíku. Půdní reakce je dána poměrem mezi koncentrací hydroxoniových a hydroxylových iontů v půdní suspenzi. (Rejšek 1999). Běžně se měří dvě formy půdní reakce, půdní reakce aktivní (ph/h 2 O) a půdní reakce potenciální výměnná (ph/kcl), označované podle roztoku, z něhož se spolu s půdním vzorkem vytváří suspenze. Po určité době inkubace, pro aktivní půdní reakci 2 až 24 hodin, pro potenciální výměnnou 24 hodin, se měří ph suspenze kalibrovaným ph metrem (Rejšek 1999). Aktivní reakce je způsobena výskytem volných H + iontů v půdním roztoku.výměnná potenciální reakce je tvořena také ionty H + a Al 3+ a v kyselejších půdách i Fe 3+ vázanými na půdní koloidy. Potenciální výměnná půdní reakce je proto vždy nižší, než aktivní reakce. Dále je rozlišována ještě půdní reakce reziduální, tvořená pevně vázanými H + a Al 3+ ionty (Šimek 2005). Obsah oxidovatelného uhlíku bývá stanovován oxidačně-titrační metodou, kdy se organický uhlík oxiduje přebytkem kyseliny chromsírové směsi za vysoké tepoty. Oxidovaný uhlík se pak stanovuje titrací nebo spektrofotometricky (Rejšek 1999). Obsah uhlíku dává údaj o obsahu organické hmoty v půdě a v poměru s obsahem dusíku poskytuje informaci o kvalitě organické hmoty (Šimek 2005). Obsah celkového dusíku je v půdě velmi proměnlivý. Rostlinami je dusík přijímán ve formě amoniakální (NH + 4 ) a nitrátové (NO - 3 ). Stanovení celkového obsahu dusíku je laboratorně náročné. Běžně se dnes používá metoda iontově selektivních elektrod (Zbíral et al in Rejšek 1999). Vlastní stanovení ze vzorků ve formě jemnozemě II je upraveno i mezinárodní normou ISO (1995 in Rejšek 1999). Při stanovení podílu jednotlivých forem dusíku je nutné vzorky skladovat tak, aby v nich nemohlo docházet k mikrobiálním procesům, které poměr mezi formami mění. Obě formy dusíku se snadno pohybují půdním roztokem a jsou jednoduše vyplavitelné

33 Množství dusíku dostupné pro rostliny je tedy téměř zcela závislé na rozkladu organické hmoty na místě (Rejšek 1999). Podíl organické hmoty se stanovuje z množství uhlíku v půdě. Bylo zjištěno, že uhlík tvoří půdní organickou hmotu přibližně z 58 %, takže se podíl uhlíku násobí koeficientem 1,724 a výsledkem je podíl organické hmoty (Les a půda, ČESKÁ ZEMĚDĚLSKÁ UNIVERZITA V PRAZE 2007; Šimek 2005) Vázané organické látky je obtížné odlišit od ostatní organické hmoty. Používá se k tomu rozrušení vazeb pomocí pyrofosfátu sodného. Poměr HK : FK (humínových kyselin a fulvokyselin) se poté stanoví spektrofotometricky. Humusové látky jsou základem organominerálního humusojílového komplexu koloidů, který se významně podílí na půdní sorpční kapacitě, pufračních schopnostech a dalších vlastnostech půdy (Rejšek 1999). Stanovení přístupného fosforu, hořčíku, vápníku a draslíku podle Mehlicha II probíhá pomocí jednotného extrakčního činidla využívající chlorid amonný, fluorid amonný, kyselinu octovou a kyselinu chlorovodíkovou. Metoda určuje hmotnost čtyř makrobiogenních prvků ve formě přístupné rostlinou, tedy jako ionty dostupné k substituci. Formy jmenovaných živin dostupné pro rostliny jsou jednomocné ionty K + a H 2 PO - 4 a dvojmocné ionty Ca 2+, Mg 2+ a HPO 2-4 (Rejšek 1999). Metoda podle Göhlera využívá podobný postup přizpůsobený pro břehové půdy. Výsledky vychází též v mg/kg příslušného prvku, ale v mírně odlišné škále. Má proto vlastní hodnocení výsledků. Kationtová výměnná kapacita (KVK) charakterizuje půdní výměnnou sorpci, což je schopnost půdy vázat vodu a kationy a anionty minerálních látek na vnitřním a vnějším povrchu organominerální koloidní frakce (Rejšek 1999). Běžně se stanovuje okamžitý obsah výměnných bazických kationů S a poté celková výměnná kapacita T. Kationtová výměnná kapacita souvisí s množstvím dostupných živin v půdě (Rejšek 1999) a je dána množstvím a kvalitou koloidů (Šimek 2005). Dá se také dopočítat z množství dostupných živin. Hodnoty KVK nebyly dodány u vzorku z plochy 2.3. Poměr uhlíku a dusíku je ukazatelem kvality organických látek v půdě a relativního zásobení půdy dusíkem. Rostlinná biomasa má poměr C : N běžně kolem 40 : 1, leguminózy i 20 : 1, sláma obilnin až 100 : 1. Biomasa mikroorganismů má poměr

34 C/N 4 až 9 : 1. V průběhu rozkladu organické hmoty se poměr C : N snižuje. Složité a těžko rozložitelné humusové látky mají poměr C : N také nízký (Šimek 2005). 8 Výsledky 8.1 Fytocenologická data Zápis snímků zaznamenaných na studijních plochách ukazují přílohy P3 až P11. Druhy jsou seřazeny tak, že napřed jsou zapsány byliny, poté křoviny a za nimi semenáčky dřevin. V rámci každé životní formy jsou druhy seřazeny podle pokryvnosti od nejvyšší po nejnižší a při stejné hodnotě jsou řazeny podle abecedy. Z nalezených druhů jsou 3 v kategorii ohrožení C4, vzácnější taxony vyžadující další pozornost, méně ohrožené. Jedná se o druhy Epilobium palustre, Knautia drymeja a Senecio rivularis (Procházka 2001). Celkový abecední seznam druhů, jejich pokryvnosti na ploše a četnost jejich výskytu jsou zaznamenány v příloze P12, zařazené v přílohách. Tabulka 3 zobrazuje počty druhů zaznamenané na každé ploše, na jednotlivých lokalitách a na všech plochách dohromady a průměrné četnosti výskytu. Průměrná četnost charakterizuje počet stejných druhů ve snímcích. Pro L1 to znamená, že se každý druh vyskytuje v průměru na 68 % zdejších studijních ploch. V praxi to znamená, že každý druh z L1 byl nalezen v průměru na 2 studijních plochách ze 3. Tabulka 3 Počty druhů na plochách a jejich početnosti výskytu Všechny studijní plochy počet druhů 94 průměrná četnost 31% L1 L2 L3 počet druhů průměrná četnost 68% 59% 68% počet druhů Ellenbergovy indikační hodnoty přiřazené druhům ukazuje příloha P13. Počty druhů s konkrétní číselnou EIH na jednotlivých studijních plochách ukazuje tabulka 4. Druhy s přiřazenou indikační hodnotou můžeme brát jako druhy, které nám dávají svojí přítomností vyjádření o vlastnostech stanoviště, kde rostou. Protože Ellenbergovy hodnoty nemusí vždy být přiřazeny s ohledem na všechny místní podmínky a výskyt druhů může podléhat i náhodným procesům, je výhodné získat co největší počet vyjádření rostlin v podobě indikačních čísel. Průměrné EIH vypočtené například

35 z pouhých 6 hodnot mohou být snadno zavádějící. Z tabulky je patrné, že počet druhů indiferentních vůči některým faktorům byl na řadě ploch poměrně vysoký. U faktorů T a R přesahoval 50 % všech druhů. Výsledky nabádají pro opatrnou interpretaci faktoru T a R, kde podíl indiferentních druhů vždy přesahoval 40 %, ale i pro interpretaci výsledků z plochy 2.3, kde bylo nalezeno téměř o polovinu méně druhů, než na stanovištích ostatních. Další vodítko pro interpretaci průměrných EIH ukazuje tabulka 5. Zde jdou spočítány průměrné odchylky indikačních hodnot jednoho faktoru na jedné studijní ploše, přičemž indiferentní druhy nejsou nijak započítány. Průměrná odchylka dává informaci o tom, na kolik se druhy shodují v hodnotě, kterou indikují. Jednotkou odchylky je stupeň Ellenbergovy ordinální škály. Pokud se na studijní ploše vyskytují druhy s hodně odlišnými hodnotami, může být průměrná EIH oproti realitě hodně zkreslená. Průměrné odchylky do 0,5 včetně jsou hodnoceny jako velmi dobré. Takové číslo vyjadřuje stav, kdy všechny druhy indikují v podstatě stejné vlastnosti stanoviště a tyto vlastnosti jsou blízko jejich ekologického optima. Nejmenší hodnoty byly dopočítány pro faktor T. Tabulka 4 Počty druhů s přiřazenou konkrétní EIH indikátorů Celkem L T K F R N Celkem 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% 100% průměr L 93% 97% 94% 92% 97% 88% 100% 97% 96% 95% T 34% 30% 38% 56% 48% 47% 42% 43% 25% 41% K 62% 79% 76% 64% 62% 47% 79% 77% 67% 68% F 76% 76% 74% 92% 93% 88% 79% 77% 83% 82% R 41% 45% 50% 44% 52% 47% 36% 50% 50% 46% N 86% 91% 82% 80% 97% 88% 79% 77% 75% 84% 60 % 90 % V souvislosti s předchozí tabulkou počtu indikujících a indiferentních druhů můžeme například říct, že pro hodnotu T byl počet indikujících druhů nízký, ale indikují stejné hodnoty, což má při interpretaci svoji váhu. Hodnoty od 1 do 1,5 jsou hodnoceny jako kritické a nad 1,5 jako velmi kritické. Nejvyšší hodnota průměrné odchylky EIH je

36 zjištěna na studijní ploše 1.1 pro N 1,87. Druhy se zde průměrně liší téměř o dva stupně Ellenbergovy škály. To může značit buď výrazné změny gradientu N nebo široké ekovalence přítomných druhů. Obojí ztěžuje charakteristiku vlastností stanoviště. Vysoké průměrné odchylky vykazují faktory R a N. Tabulka 5 Průměrná odchylka EIH průměr L 0,69 0,91 0,92 0,98 1,15 0,90 0,53 0,67 0,75 0,83 T 0,18 0,18 0,43 0,48 0,34 0,38 0,34 0,50 0,28 0,34 K 1,02 0,88 0,86 0,63 0,89 1,06 0,88 0,93 0,97 0,90 F 1,03 0,78 0,70 1,21 1,12 1,13 0,76 0,71 0,70 0,90 R 1,56 0,96 1,27 1,37 1,65 1,00 1,00 1,01 1,04 1,21 N 1,87 1,37 1,47 1,56 1,69 1,86 1,18 1,27 1,22 1,50 do 0,5 včetně od 1 do 1,5 včetně nad 1,5 stupně Pokryvnosti zaznamenané v terénu byly přepočteny na pokryvnostní procenta a na třídy pokryvnosti, které byly označeny hodnotami 1 až 7, značenými jako index pokryvnosti (ip) a vyjadřující pořadí třídy pokryvnosti od nejmenších po největší zastoupené na ploše. Indexy pokryvnosti odpovídají jednotlivým stupňům abundance a dominance podle Braun-Blanqueta a vyjadřují též váhu druhu při výpočtu průměrných EIH ordinálním přístupem. Převod pokryvností zaznamenává tabulka P14, P15 a P16 v pořadí pro lokality L1, L2 a L3. Výpočet EIH podle všech tří přístupů pro jednotlivé studijní plochy a pro celé lokality znázorňují obrázky 1 až 6. Vždy jsou znázorněny hodnoty vypočtené aritmetickým průměrem neváženým (ā), aritmetickým průměrem váženým procentuální pokryvností (%) a váženým hodnotou třídy pokryvnosti (ip). Faktor L vykazuje na všech studijních plochách hodnoty mezi 6 a 7 stupněm, tedy převážně mírné oslunění. Tato skutečnost odpovídá zjištěnému faktu, že se jedná o otevřené bezlesé plochy. Přestože se lokalita 1 nachází v prořídlém sadu třešní a lokalita 2 je obklopena lesem, na vegetaci studijních ploch se to ve srovnání s lokalitou 3 příliš neprojevilo. Hodnoty vypočítané přístupem kvalitativním a ordinálním se téměř shodují. V několika případech vybočují hodnoty vypočítané průměrem váženým pokryvností. Tento přístup oproti ostatním zvyšuje váhu druhů s vyšší pokryvností. Například z výsledků pro lokalitu L2 můžeme říct, že druhy s vyšší pokryvností mají ekologické optimum nároků na světlo níže, než druhy s nižší pokryvností. Opačná situace nastává na ploše

37 Světlo - L EIH L1 L2 L3 stanoviště ā % ip Obrázek 1 Průměrné EIH pro světlo (L) Teplo - T EIH ā % ip L1 L2 L3 stanoviště Obrázek 2 Průměrné EIH pro teplo (T) Faktor T je podobně jako L velmi vyrovnaný na všech lokalitách. Protože průměrné EIH jednotlivých snímků nenaznačují nevyrovnanosti, můžeme odhadovat tepelné podmínky na jednotlivých lokalitách relativně s jistotou I přes vysoký počet indiferentních druhů. Odhadované hodnoty se pohybují okolo stupně 5, který odpovídá oblastem středně teplým a přechodným. Tato hodnota je ve shodě s klimatickým režimem oblasti, nadmořskou výškou i s charakteristikami přechodu 4. a 5. výškového vegetačního stupně (Culek 1996; 2005). Kontinentalita odhadovaná pomocí vegetace je již mezi jednotlivými lokalitami více odlišná. Přesto nevykazují žádnou vysokou variabilitu a pohybují se na L1 a L3 do hodnoty 4 a na L2 mírně nad hodnotou 4. Území se podle vegetace nachází na hranici mezi stupněm kontinentality suboceanickým a intermediálním. Mírně vyšší hodnoty na lokalitě 2 by mohly být dány vyšší vlhkostí klimatu stanoviště. Překvapivě vyšší

38 hodnotu dostáváme výpočtem kvalitativním pomocí pokryvnostních procent pro plochu 3.3. Tento výkyv je způsoben vysokým zastoupením Sanguisorba officinalis (30% pokryvnost), jehož indikační hodnota K je 7, tedy je druhem subkontinentálním. Je považován za druh střídavě vlhkých stanovišť. Na ostatních studijních plochách lokality 3 se vyskytuje Sanguisorba officinalis do 5 % pokryvnosti. Vzhledem k tomu, že kontinentalita je charakteristika klimatu, která jen obtížně vytváří drobné gradienty, je pravděpodobné, že výskyt Sanguisorba officinalis je zapříčiněn jinými faktory než kontinentalitou, například půdní vlhkostí. Kontinentalita - K EIH L1 L2 L3 stanoviště ā % ip Obrázek 3 Průměrné EIH pro kontinentalitu (K) Vlhkost - F 8 EIH L1 L2 L3 stanoviště ā % ip Obrázek 4 Průměrné EIH pro vlhkost (F) Průměrné EIH pro vlhkost na první pohled ukazují vyšší hodnoty pro lokalitu 2. Stupně 7 až 8 indikují vlhké, nevysychavé půdy až mírně zamokřené. Na lokalitě se vyskytují 2 druhy s hodnotou F 10, Carex rostrata a Equisetum fluviatile. Z rozdílu mezi průměrnými EIH dopočtenými kvalitativně (ā) a kvantitativně (%) můžeme říct,

39 že druhy zajímající větší pokryvnost mají přiřazeny vyšší EIH. Průměrné EIH vypočtené z procentuální pokryvnosti zobrazují nepatrný rozdíl mezi lokalitami 1 a 3. Na lokalitě 1 je odhadována půda čerstvá až vlhká, spíše ke stupni 6. Na lokalitě 3 se pohybují EIH okolo 5,5 stupně, označující mezofilní, čerstvé půdy. Půdní reakce - R EIH L1 L2 L3 stanoviště ā % ip Obrázek 5 Průměrné EIH pro půdní reakci (R) Průměrné EIH pro půdní reakci na L1 a L3 vychází velice podobně, okolo hodnoty 6 indikující slabě kyselé až neutrální půdy. Pro lokalitu 2, zejména pro hodnoty získané započítáním pokryvnostních procent, se hodnota pohybuje níže okolo stupně 4, slabě kyselé až kyselé půdy. O studijních plochách 2.1 a 2.2 se dá říct, že druhy zaujímající větší plochu preferují nížší ph, než druhy o menším zastoupení. Přičemž na lokalitě 2 silně dominuje (70 a více %) Scirpus sylvaticus s hodnotou R 4. Hodnoty spočítané kvantitativně vedou k závěru, že mezi plochami 2.1 až 2.3 existuje gradient poklesu ph. O rozdílných druhových preferencích ph na lokalitě svědčí taky tabulka 5 průměrných odchylek. Rozdíly mezi všemi vypočtenými průměrnými EIH jsou v rámci jednoho stupně Ellenbergovy škály a netvoří tak vážný rozdíl. Odhad stále zůstane na hodnocení mírně kyselé až kyselé stanoviště. Zajímavá se zdá být plocha 1.1, kde jsou všechny průměrné EIH ve shodě a průměrná odchylka pro R dosahuje vysoké hodnoty 1,56. Nabízí se vysvětlení, že přítomné druhy mají bez ohledu na pokryvnost různé nároky ph a široké ekovalence nebo je ph na ploše rovnoměrně velmi proměnlivé (přibližně od stupně 4 kyselé až mírně kyselé do stupně 7 neutrální). Zásobení stanoviště dusíkem se na většině stanovištích podobá hodnotám R, tyto dvě hodnoty spolu často korelují (Schaffers et Sýkora 2000 in Krejza 2008). Na všech lokalitách vykazují hodnoty N vysokou průměrnou odchylku, zejména na L2 a na L1-38 -

40 okolo 1,5. Na první lokalitě jsou průměrné EIH vyrovnané okolo hodnoty 5,5 značící středně bohaté stanoviště. Na lokalitě 2 je opět patrný vliv dominujících taxonů, celkově ji můžeme ohodnotit stupněm 5, jako středně bohatou. Zásobení dusíkem - N 8 EIH L1 L2 L3 stanoviště ā % ip Obrázek 6 Průměrné EIH pro zásobení stanoviště dusíkem (N) Průměrné EIH pro N dopočítané s užitím pokryvností na plochách 2.1 a 2.2 jsou nižší, než hodnoty dopočítané kvantitativně. Jsou totiž silně ovlivněny vysokou pokryvností (70 až 80 %) Scirpus sylvaticus o N 4. Na lokalitě 3 se hodnoty N pohybují okolo stupně 5. Průměrné EIH pro N jsou rozkolísané v rozsahu od 4,5 do 6, tedy 1,5 stupně. Vezmeme-li v úvahu průměrnou odchylku často větší než 1,5 stupně, je tato rozkolísanost průměrných EIH zanedbatelná a můžeme všechny plochy ohodnotit přibližně stupněm 5, středně zásobené. Při celkovém hodnocení průměrných EIH se lokality 1 a 3 zdají být ekologickými poměry sobě blízké. Co se klimatických faktorů týká, jsou si všechny tři lokality velice podobné. Lokalita 2 je plně uzavřena lesním porostem, což může mít vliv na o málo humidnější klima. Také průměrné odchylky EIH pro klimatické faktory jsou v rámci jednoho stupně. Na všech lokalitách byl větší počet teplotně tolerantních druhů. Téměř všechny druhy mají určený ekologický vztah ke světlu. Vzhledem k půdním faktorům se lokality 1 a 3 liší oproti L2 zejména ve vlhkosti a půdní reakci. V území se nachází velké procento vůči půdní reakci nevyhraněných druhů. Hodnoty N jsou nejvíce rozporuplné, protože mají nejvíce rozkolísané průměrné EIH jak mezi plochami, tak v rámci jedné plochy a také mají vždy vysokou průměrnou odchylku. Přitom procento indiferentních druhů vůči N je poměrně nízké (do 20 %). Možným vysvětlením je, že přestože mají druhy udělenou EIH, jejich ekovalence vůči N jsou dosti široké nebo jsou plochy vzhledem k hodnotě N velmi heterogenní nebo EIH druhů nejsou určené vhodně

41 s ohledem na místní podmínky. Výsledky všech tří přístupů k výpočtu průměrných EIH jsou si podobné a pouze výjimečně se liší o více než jeden stupeň. Mezi přístupem kvalitativním a ordinálním se zvolenými váhami druhů byly rozdíly minimální. Z rozdílů mezi přístupem kvalitativním a kvantitativním lze usuzovat na ekologické nároky druhů s větší a menší pokryvností. 8.2 Půdní analýzy Hodnocení ph se liší v závislosti na typu půdy a na jejím využití. Při hodnocení lesních půd (Rejšek 1999) se škála směrem k aciditě širší a o něco tolerantnější vůči nižším hodnotám. Pro zemědělské půdy jsou tabulky vůči aciditě méně tolerantní a jako silně kyselé jsou brány půdy s ph/h 2 O pod 5 (Hábová 2012). Obecně můžeme považovat za silně kyselé půdy s ph/h 2 O pod 4,5 (Šimek 2005). Hodnoty pro ph/kcl mají rozsahy podobné, jsou ale přibližně o půl stupně nižší. ph hodnota ph 5,5 5,0 4,5 4,0 3,5 3, ph/h2o 4,87 4,88 4,62 4,93 4,76 4,92 4,46 3,43 4,48 ph/kcl 4,13 4,18 4,13 4,31 4,20 4,60 3,84 3,39 3,76 studijní plocha Obrázek 7 Hodnoty půdní reakce Hodnoty ph/h 2 O I ph/kcl pro L1 a L2 se drží na úrovni hodnotitelné jako středně kyselé půdy, pro L3 jako silně kyselé půdy. Hodnoty ph znázorňuje obrázek 7. Obrázek 8 ukazuje vypočtené množství organické hmoty ve vzorcích. Půdy L1 můžeme ohodnotit jako silně až velmi silně humózní. Půdy z ploch 2.1 a 2.2 jsou silně humózní, z plochy 2.3 extrémně humózní, zdejší půda má známky rašelinění. Půdy na L3 jsou hodnoceny opět jako silně humózní (Rejšek 1999)

42 obsah (%) Org. hmota (%) 40,00 35,93 30,00 20,00 10,00 0,00 12,77 6,64 4,83 3,09 7,45 6,64 2,33 3, studijní plochy Obrázek 8 Obsah organické hmoty v půdě Tabulka 6 udává hodnoty pro obsah uhlíku a dusíku. Obsah dusíku byl laboratoří ohodnocen nad 0,3 jako vysoký, nad 0,1 je ještě hodnocen jako střední, pod 0,1 je již nízký (srovnáno s Rejšek 1999). Tabulka 6 Obsah uhlíku a dusíku v procentech C 3,85 2,80 7,41 1,79 4,32 20,84 1,35 3,85 2,31 N 0,24 0,18 0,49 0,13 0,21 1,53 0,08 0,27 0,15 poměr C : N studijní plochy Obrázek 9 Poměr C : N Poměr C : N půd se běžně pohybuje od 8 do 15. Vyšší hodnoty C : N ukazují na přítomnost jednodušších a snadněji rozložitelných organických látek (Šimek 2005), například částečně rozložené organické hmoty. Nejvyšší hodnota C : N = 21 byla analyzována ze vzorku plochy 2.2. Jinak je pro všechny studijní ploch vesměs stejný. Vysoký podíl organické hmoty ve vzorku plochy 2.3 se na poměru C : N nijak neodrazil

43 Obsah a poměr humusových látekv půdě má vliv na sorpční komplex. Kladný vliv mají zejména humínové kyseliny. Fulvokyseliny jsou z půdy snadno vyplavitelné a jejich výskyt doprovází nižší ph půdy (Šimek 2005). U lesních půd poměr HK : FK většinou neklesá pod 4 (Rejšek 1999). Obsah humusových látek a částečně jejich poměr ukazuje obrázek 10. U studijní plochy 2.3 s vysokým obsahem organické hmoty překračují hodnoty škálu grafu. Při zobrazení celého rozsahu naměřených hodnot by nevynikly hodnoty ostatních stanovišť. Poměr HK : FK zobrazuje také tabulka 7. Zajímavý je fakt, že velké množství organické hmoty ve vzorku plochy 2.3 není doprovázeno vybočující hodnotou poměru HK : FK. Obsah HK a FK 3 obsah (%) FK 0,39 0,39 0,76 0,12 0,32 6,41 0,06 0,33 0,15 HK 0,43 0,41 1,28 0,24 0,49 7,96 0,03 0,45 0,14 studijní plochy Obrázek 10 Obsah humínových kyselin (HK) a fulvokyselin (FK) Obsah dostupných živin podle Mehlicha II je znázorněný na obrázku 11. Hodnocení vychází z tabulky 8. Hodnocení vápníku je vždy vysoké, na plochách 1.3, 2.2, 3.2 a 3.3 dokonce velmi vysoké. Hodnocení draslíku je na ploše 1.1 vysoké a na ostatních plochách velmi vysoké. Draslík se na ploše 2.3 vyskytuje ve velmi vysokém množství, na ostatních stanovištích ve středním množství. Naopak fosforu se zde nachází velmi málo. Ve vzorcích 2.2, 3.3 a 3.3 je jeho obsah hodnocen jako velmi nízký. V ostatních vzorcích je množství draslíku vyhodnoceno jako nízké, kromě vzorku z plochy 1.1, kde je jeho obsah střední. Vyhodnoceno podle přílohy P17. Tabulka 7 Poměr humínových kyselin a fulvokyselin (HK : FK) L1 L2 L3 HK:FK 1,10 1,05 1,68 2,00 1,53 1,24 0,50 1,36 0,93 1,28 1,59 0,

44 mg/kg Obsah dostupných živin, Mehlich II, pro sloupec 2.3 Göhler P K Mg Ca P Mg Ca studijní plochy Obrázek 11 Obsahy dostupných živin (mg/kg) KVK a nasycenost 300 mmol chem. ekv./kg KVK Aktuální nasycenost S 31,7 44,7 71,3 40,6 66,3 52,7 70,5 69,7 studijní plochy Obrázek 12 Kationtová výměnná kapacita a nasycenost sorpčního komplexu

45 Vzorek z plochy 2.3 byl hodnocen podle Göhlera, tyto hodnoty jsou zobrazeny i na obrázku 11 a mají jiné rozsahy, než hodnoty podle Mehlicha II. Důvodem odlišného stanovení byl vysoký obsah organické hmoty. Obsah vápníku je hodnocen jako velmi vysoký, hořčíku jako střední, draslíku jako nízký a fosforu jako velmi nízký. (Pecháček, ústní zdroj, ) Kationtová výměnná kapacita (KVK, obrázek 12) byla vyhodnocena podle tabulky 9 v mmol chemického ekvivalentu. kg -1. Vzorky 2.1 a 3.1 mají hodnotu KVK nízkou, 1.1, 1.2, 2.2 a 3.3 nižší střední, 1.3 vyšší střední a 3.2 vysokou. Pro vzorek 2.3 nebyla data pro KVK z důvodu analýzy metodou Göhler získány. Nasycenost půdního komplexu byla vyhodnocena jako nenasycená až slabě nasycená (Hábová 2012), hodnotící tabulka je v příloze P Srovnání výsledků Srovnávány jsou průměrné EIH pro R a analýzy ph půdy a EIH pro N a analýza obsahu dusíku, poměru C : N, obsahu organické hmoty, poměr HK : FK, zásobení živinami a KVK. Půdní reakce pomocí EIH byla odhadována na mírně kyselou až neutrální na lokalitách 1 a 3, na lokalitě 2 jako slabě kyselé až kyselé. Výsledky získané laboratorní analýzou se liší o celou kategorii. Shoda výsledků nastala pouze pro lokalitu 1. Rychlý přehled je v tabulce 8. Tabulka 8 Shrnutí výsledků půdní reakce pro jednotlivé lokality 1, 2 a 3 L1 L2 L3 dle EIH slabě kys. až N kyselá až slabě kys. slabě kys. až N dle laboratoře slabě kys. slabě kys. kyselá Hodnoty N, hodnocené stupněm 5, středně zásobené, a s vysokou průměrnou odchylkou pro všechny lokality neodráží údaje zjištěné laboratorní analýzou. EIH pro N neodráží obsah dusíku v půdě, obsah organické hmoty ani pomět C : N. Nijak nezaznamenávají ani výrazně vyšší množství organické hmoty na ploše 2.3. Není zřejmá souvislost ani s obsahem a poměrem humusových kyselin. Ze srovnání hodnot není patrná vazba ani mezi zásobou přítupných živin v mg/kg, maximální kationtovou výměnou kapacitou ani nasyceností sorpčního komplexu. Průměrné EIH pro N v podstatě nezaznamenaly žádnou variabilitu mezi vzorky, kterou ukázaly půdní analýzy

46 9 Diskuse Zjištěné průměrné Ellenbergovy indikační hodnoty pro klimatické charakteristiky, světlo, teplo a kontinentalitu, odpovídají předpokladu, který si můžeme udělat na základě obecně uváděných údajů o území. Klimatické podmínky pro všechny tři lokality se vesměs shodují. Bylo by třeba provést dlouhodobá měření v terénu pro ověření shody mikroklimatu stanovišť. Jednotlivé lokality se liší průměrnou EIH pro vlhkost. Tenhle rozdíl byl pozorován už v terénu a lokality byly vybrány právě s ohledem na pozorování gradientu vlhkosti. Vzhledem k výsledkům EIH byl prvotní odhad v terénu docela úspěšný. Obsah vody v půdě nebyl laboratorně zjišťován. Jeho hodnota z jednoho odběru vzorků by vzhledem k možné časové proměnlivosti nasycení půdy vodou nemusela odrážet celkový průměrný stav, o němž nám teoretickou informaci poskytují EIH. Další možností by bylo porovnat hloubku hladiny spodní vody. Hodnoty R a půdní reakce získané z laboratorních analýz vykazují mírně odlišné závěry lišící se na lokalitách 2 a 3 o jeden stupeň. Laboratoří jsou vyhodnoceny jako kyselé, zatím co pomocí EIH jako slabě kyselé. Vzhledem k tomu, že EIH mají povahu odhadu a tento odhad může být silně ovlivněný okolními podmínkami, není tento rozdíl hodnocení ph významnou nepřesností. Průměrné EIH pro R mohou být ovlivněny hlavně spektrem druhů, které se na stanoviště mohli potenciálně dostat, velkým rozptylem průměrných indikovaných hodnot reprezentovaným vysokou průměrnou odchylkou na všech stanovištích a taktéž výskytem acidotolerantních druhů s širokou ekologickou amplitudou Průměrné EIH pro zásobení stanoviště dusíkem N nejeví souvislost s údaji naměřenými laboratoří. Podle Konvalinkové et Hrázkého (2007) je hodnota N nejlépe korelovaná s množstvím biomasy, popřípadě s obsahem dusíku v listech. Vypovídá tedy spíše o celkové úživnosti stanoviště, než o množství dusíku v půdě. Zatím co laboratorní výsledky pro obsah a kvalitu organické hmoty, obsah minerálních živin a KVK, což jsou charakteristiky celkové úživnosti půdy, vykazují velkou proměnlivost mezi samotnými plochami, dokonce větší než mezi jednotlivými lokalitami, hodnoty N zůstávají téměř konstantní. Tato nesrovnalost se dá vysvětlit několika způsoby. Důvody způsobené použitou metodikou jsou, že hodnoty N nemusí podávat informaci o vyjmenovaných charakteristikách úživnosti půdy, nebo že jednotlivé EIH druhů neodpovídají ekologickým nárokům druhů v příslušných geografických podmínkách

47 nebo přiřazení konkrétních EIH druhům, které mají velmi širokou ekologickou amplitudu a které by měly být vzhledem k metodice brány jako indiferentní. Dalším důvodem mohou být půdní podmínky na zkoumaných lokalitách. Pokud se gradient úživnosti mění dostatečně rychle, budou takové stanoviště obsazovat druhy s různými nároky na úživnost, ale průměr jejich EIH nebude tuhle skutečnost odrážet. To neplatí o půdních vzorcích, které budou odpovídat vysoké variabilitě půdních vlastností. Průměrné Ellenbergovy indikační hodnoty jsou dnes součástí většiny vegetačních analýz (Zelený 2012). Korelace EIH s proměnnými prostředí prověřovali například Diekmann, Schaffers et Sýkora, Wamelink et al. (in Konvalinková et Hrázký 2007). Často se zpracovává velké množství fytocenologických snímků, řádově stovky, a používají se i jako proměnné ve složitějších statistických analýzách, například při nepřímé ordinaci. V praxi se stává, že Ellenbergovy hodnoty nahrazují přístrojová měření proměnných prostředí i tam, kde to není na místě (Zelený 2012). Viz podkapitola 4.3 Problematika argumentace kruhem. Mnoho prací se také věnovalo vlivu přesnosti zápisu vegetačního snímku na výsledky EIH. Vliv velikosti plochy teoreticky zkoumal Ewald (in Krejza 2008), přesnost, podrobnost a subjektivní chybu zápisu hodnotily například Ewald a Käfer et Witte (in Konvalinková et Hrázký 2007). Při prohledávání literatury nebyla nalezena práce, která by hodnotila výpovědní hodnotu druhů na jedné studijní ploše. Výsledky praktické části této práce naznačují, že EIH půdních vlastností nemusí odpovídat naměřeným hodnotám. Jako kritérium výpovědní hodnoty a přesnosti EIH by mohla být průměrná odchylka, která vyjadřuje rozporuplnost v preferencích přítomných druhů. Vysoká průměrná odchylka může být způsobena několika příčinami danými buď metodikou nebo vlastnostmi prostředí, viz výše. 10 Závěr Fytoindikace Ellenbergovými ekologickými hodnotami má využití především při mapování vegetace a krajiny a podstatných změn v krajině probíhajících. Stanovení ekologických faktorů biotopu pomocí Ellenbergových indikačních hodnot je metodou relativně rychlou a levnou. Pomocí ní je možné indikovat hlavní ekologické gradienty na rozsáhlém území bez použití drahých přístrojů na měření v terénu. Zpracování fytocenologických dat je schopen provést poučený pracovník s běžným počítačovým vybavením a softwarem. Průměrné EIH jsou ale pořád jen odhady, z čehož pramenní

48 jejich hlavní nevýhoda. Nemohou nikdy plně nahradit konkrétní absolutní data získaná měřením. Mohou ale signalizovat, kde je účelné přesná a drahá měření provádět (Diekmann 2003 in Konvalinková et Hrázký 2007). Hodnoty přidělené druhům jsou určeny na základě terénní zkušenosti a pozorování na určitém území. Pro užití v jiných regionech je potřeba tyto hodnoty vždy přizpůsobit pro místní regionální flóru a podmínky. Metody výpočtu průměrných EIH vykazují jen drobné rozdíly, většinou zanedbatelné. Dostupná literatura široce pojednává o metodice sběru a zpracování dat a vyhodnocuje informace získané řádově ze stovek snímků. Ale nezmiňuje žádné kvalitativní vyjádření pro výpověď udávanou jedním snímkem. Pro zhodnocení výpovědní váhy EIH jednoho snímku je navrženo využít průměrné odchylky všech EIH jednoho faktoru stanoviště. Tato hodnota vyjadřuje míru shody výpovědí daných indikačními čísly přítomných druhů. 11 Summary Phytoindication by Ellenberg indicator values has certain utilization in vegetation and landscape mapping and in monitoring of serious environmental changes. An assess of biotope ecological factors by EIV is a relatively cheap and quick method. By that is possible indicate main ecological gradients at a large territory without using of expensive devices and measurements. The processing of phytosociological data could do an instructed research worker with common hardware and software. Averange EIH are still a guess and it s their main disadvantage. Thein can t substitute the precise total data acquired by measurment. But they can signal where is useful to implement the precise and expensive mensuration (Diekmann 2003 in Konvalinková et Hrázký 2007). The ecological values added to the species are set by field experience and observation in a particular region. For use in another region is needed to modify the values for local condition and flora. The arithmetic methods of average EIV have only a small diferent in results, mostly insignificant. An accesible literature widely deals with metodology of data s collection and processing and interprets informations acquired from hundreds of phytosociological relévés. But it doesn t refer qualitative assessment for information of one relévé. For that is suggested use an average deviation of EIV for one factor at one relévé. This value reflect an extent of a testimony given by indicate values of all present species

49 12 Použité zdroje 12.1 Knižní a časopisecké zdroje AMBROS Z, Bioindikace abiotického prostředí lesních ekosystémů. Acta Univ.Agric., ser. C, 54: , CULEK, M., Biogeografické členění České republiky. Praha: Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, 2005, 589 s. ISBN CULEK, M., Biogeografické členění České republiky. Praha: Enigma, 1996, 347 s. DEMEK, J. et al., Zeměpisný lexikon ČR. Vyd. 2. Brno: AOPK ČR, 2006, 580 s. ISBN ELLENBERG, H., Zeigerwerte von Pflanzen in Mitteleuropa. 2.Aufl. /. Göttingen: Verlag Erich Goltze KG, 1992, 258 s. ISBN KUBÁT, K., Klíč ke květeně České republiky. Vyd. 1. Praha: Academia, 2002, 927 s. ISBN MORAVEC, J. et al., Fytocenologie. 1.vyd. Praha: Academia, 2000, 403 s. ISBN PROCHÁZKA, F., Černý a červený seznam cévnatých rostlin České republiky: /stav v roce Praha: AOPK ČR, 2001, 146 s. ISBN REJŠEK, K., Lesnická pedologie: cvičení. 1.vyd. Brno: MZLU, 1999, 152 s. ISBN ROTHMALER, W et JÄGER, E., Exkursionsflora von Deutschland. 19. bearb. Aufl. München: Elsevier, 2005, 640 s. ISBN ŠIMEK, M., Základy nauky o půdě. 2., upr. a rozš. vyd. České Budějovice: Jihočeská univerzita, Biologická fakulta, 2005, 159 s. ISBN ZELENÝ, D., Poznámky k používání Ellenberových indikačních hodnot při analýze vegetačních dat. Zprávy České botanické společnosti. Praha 47, 2012, s ISSN ZLATNÍK, A. Základy ekologie. 1. vyd. Praha: Státní zemědělské nakladatelství, 1973, 281 s

50 12.2 Webové a další zdroje OBEC TASOVICE Oficiální webové stránky. [online]. Carezone [cit ]. Dostupné z: ČESKÁ GEOLOGICKÁ SLUŽBA [online] [cit ]. Dostupné z: CENIA. Geoportal [online] [cit ]. Dostupné z: ČUZK Nahlížení do katastru nemovitostí. [online]. Český úřad zeměměřičský a katastrální, [cit ]. Dostupné z: HÁBOVÁ, M., Biologické a chemické parametry kvality půdy. [online]. Brno, 2012 [cit ] Dostupné z: KARRER, G. et WIEDERMANN, R.., Ökologische Zeigerwerte. Universität für Bodenkultur Wien [online] , 6.July 2012 [cit ]. Dostupné z: JUICE program [online] verze 7.0., 2013 [cit ]. Dostupné z: KONVALINKOVÁ P., Hrázký Z., Metodika monitoringu živin s využitím Ellenbergových indikačních hodnot. [online]. České Budějovice, 2007 [cit ]. Dostupné z: DAPHNE ČR Institut aplikované ekologie KREJZA, J., Možnosti a limity v použití fytoindikace pro hodnocení půdních vlastností v přirozených temperátních lesích. [online]. Brno, 2008 [cit ]. Dostupné z: Les a půda. ČESKÁ ZEMĚDĚLSKÁ UNIVERZITA V PRAZE, [online] [cit ]. Dostupné z: MAPY.CZ, s.r.o. Mapy.cz [online]. Seznam.cz a.s., 2011 [cit ]. Dostupné z:

51 Nápověda ke kartám druhů C1. AGENTURA OCHRANY PŘÍRODY A KRAJINY ČR. Informační systém ochrany přírody: ISOP [online] [cit ]. Dostupné z: Klimatické regiony ČR: Quitt 1971, OVOCNÁŘSKÁ UNIE ČESKÉ REPUBLIKY. Svaz pro integrované systémy pěstování ovoce: SISPO [online] [cit ]. Dostupné z: PECHÁČEK, J., ústní sdělení, cit , Ústav geologie a pedologie, Lesnická a dřevařská fakulta, Mendlova univerzita, Brno

52 13 Seznam tabulek Tabulka 1 Význam indikačních hodnot podle jednotlivých autorů Tabulka 2 Braun-Blanquetova stupnice abundance a dominance sedmičlenná Tabulka 3 Počty druhů na plochách a jejich početnosti výskytu Tabulka 4 Počty druhů s přiřazenou konkrétní EIH Tabulka 5 Průměrná odchylka EIH Tabulka 6 Obsah uhlíku a dusíku v procentech Tabulka 7 Poměr humínových kyselin a fulvokyselin (HK : FK) Tabulka 8 Shrnutí výsledků půdní reakce pro jednotlivé lokality 1, 2 a Seznam obrázků Obrázek 1 Průměrné EIH pro světlo (L) Obrázek 2 Průměrné EIH pro teplo (T) Obrázek 3 Průměrné EIH pro kontinentalitu (K) Obrázek 4 Průměrné EIH pro vlhkost (F) Obrázek 5 Průměrné EIH pro půdní reakci (R) Obrázek 6 Průměrné EIH pro zásobení stanoviště dusíkem (N) Obrázek 7 Hodnoty půdní reakce Obrázek 8 Obsah organické hmoty v půdě Obrázek 9 Poměr C : N Obrázek 10 Obsah humínových kyselin (HK) a fulvokyselin (FK) Obrázek 11 Obsahy dostupných živin (mg/kg) Obrázek 12 Kationtová výměnná kapacita a nasycenost sorpčního komplexu

53 15 Seznam zkratek (%) značí průměrné EIH dopočtené kvantitativně (ā) značí průměrné EIH kvalitativně (ip) značí průměrné EIH dopočtené ordinálně AOPK ČR Agentura ochrany přírody a krajiny České republiky BSD bod snížené dostupnosti půdní vody rostlinou BV bod vadnutí E0 znak pro synuzii mechu/patro mechu EIH Ellenbergovy indikační hodnoty EIV Ellenberg indicate value (Ellenbergovy indikační hodnoty) F značka indikační hodnoty pro vlhkost půdy FK fulvokyseliny, vždy rozpustné složky humusu GPS global positioning system HK humínové kyseliny, v alkáliích rozpustné složky humusu ISOP informační systém ochrany přírody K značka indikační hodnoty pro kontinentalitu KVK kationtová výměnná kapacita (též značeno T) L značka indikační hodnoty pro světlo MKK maximální kapilární kapacita N značka indikační hodnoty pro nasycení stanoviště dusíkem PR přírodní rezervace R značka indikační hodnoty pro půdní reakci S okamžitý obsah výměnných bazických kationů SJTSK Systém jednotné triangulační sítě katastrální T značka indikační hodnoty pro teplo, případně pro maximální nasycenost sorpčního komplexu (KVK) WGS-84 World Geodetic System 1984, světově užívaný geografický polohový systém ip index pokryvnosti, hodnota přiřazená pokryvností třídě

54 16 Seznam příloh P1 Širší územní vztahy, lokalizace P2 Lokality 1, 2 a 3 P3 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 1.1 P4 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 1.2 P5 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 1.3 P6 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 2.1 P7 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 2.2 P8 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 2.3 P9 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 3.1 P10 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 3.2 P11 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 3.3 P12 Seznam zapsaných druhů s jejich pokryvností a četností výskytu P13 Seznam druhů s přiřazenými hodnotami EIH P14 Převody pokryvností na procenta a na pokryvnostní třídy pro lokalitu 1 P15 Převody pokryvností na procenta a na pokryvnostní třídy pro lokalitu 2 P16 Převody pokryvností na procenta a na pokryvnostní třídy pro lokalitu 3 P17 Tabulky vyhodnocení množství přístupných živin podle Mehlicha II a kationtové výměnné kapacity P18 Fotodokumentace 53

55 54

56 55

57 P3 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 1.1 Tasovice úterý Autor: Karel Kosek plocha 1.1 typ hygromezofilní louka sklon 5 max výška vegetace 0,8 m expozice SV prům. výška vegetace 1,5 m celková pokryvnost 85% rozměry 4 x 4 m E ,2 +/- 5 m GPS Přestárlý třešňový sad, plocha v meziřadí ,4 614 m n.m. druh pokryvnost 1 Aegopodium podagraria 25 2 Angelica sylvestris 20 3 Holcus mollis 15 4 Alopecurus pratensis 12 5 Veronica chamaedrys 5 6 Urtica dioica 4 7 Arrhenatherum elatius 3 8 Dactylis glomerata 3 9 Anthriscus sylvestris 2 10 Heracleum sphondylium 2 11 Hypericum maculatum 2 12 Vicia cracca 2 13 Deschampsia caespitosa 1 14 Equisetum arvense 1 15 Poa angustifolia 1 16 Poa palustris 1 17 Stellaria graminea 1 18 Agrostis capillaris + 19 Achillea millefolium + 20 Alchemilla monticola + 21 Festuca rubra + 22 Galium uliginosum + 23 Phleum pratense + 24 Ranunculus repens + 25 Rumex acetosa + 26 Lychnis flos-cuculi r 27 Mentha arvensis r 28 Ranunculus acris r 29 Trisetum flavescens r celková

58 P4 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 1.2 Tasovice úterý Autor: Karel Kosek plocha 1.2 typ hygromezofilní louka sklon 5% max výška vegetace 1,3 m expozice SV prům. výška vegetace 0,7 m celková pokryvnost 90% rozměry 4 x 4 m E0 do 1 % ,5 +/- 4 m GPS Přestárlý třešňový sad, plocha v meziřadí ,7 622 m n.m. druh pokryvnost 1 Angelica sylvestris 25 2 Arrhenatherum elatius 20 3 Anthriscus sylvestris 8 4 Festuca rubra 8 5 Heracleum sphondylium 5 6 Vicia cracca 5 7 Alopecurus pratensis 3 8 Dactylis glomerata 3 9 Veronica chamaedrys 3 10 Avenula pubescens 2 11 Ranunculus repens 2 12 Crepis biennis 1 13 Galium album 1 14 Knautia drymeja 1 15 Phleum pratense 1 16 Poa angustifolia 1 17 Primula elatior 1 18 Ranunculus acris 1 19 Stellaria graminea 1 20 Achillea millefolium + 21 Alchemilla monticola + 22 Festuca pratensis + 23 Hypericum maculatum + 24 Myosotis sylvatica + 25 Trifolium repens + 26 Trisetum flavescens + 27 Agrostis capillaris r 28 Equisetum arvense r 29 Geum urbanum r 30 Poa trivialis r 31 Rubus sect. Corylifolii 5 32 Fraxinus excelsior 1 33 Acer pseudoplatanus r celková 92 57

59 P5 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 1.3 Tasovice úterý Autor: Karel Kosek plocha 1.3 typ hygromezofilní louka sklon 3 max výška vegetace 1,5 m expozice SV prům. výška vegetace 0,6 m celková pokryvnost 90% rozměry 4 x 4 m E0 25% GPS ,4 +/- 5 m Přestárlý třešňový sad, plocha v meziřadí ,1 622 m n.m. druh pokryvnost 1 Angelica sylvestris 30 2 Aegopodium podagraria 20 3 Agrostis capillaris 10 4 Festuca rubra 10 5 Hypericum maculatum 10 6 Alopecurus pratensis 5 7 Arrhenatherum elatius 5 8 Anthriscus sylvestris 4 9 Dactylis glomerata 3 10 Heracleum sphondylium 3 11 Primula elatior 2 12 Veronica chamaedrys 2 13 Achillea millefolium 1 14 Holcus lanatus 1 15 Holcus mollis 1 16 Ranunculus acris 1 17 Vicia cracca 1 18 Alchemilla monticola + 19 Phleum pratense + 20 Poa angustifolia + 21 Ranunculus repens + 22 Rumex acetosa + 23 Stellaria graminea + 24 Trisetum flavescens + 25 Campanula patula r 26 Cardamine pratensis r 27 Galium album r 28 Glechoma hederacea r 29 Leontodon hispidus r 30 Myosotis sylvatica r 31 Ranunulus auricomus r 32 Urtica dioica r 33 Rosa canina + 34 Fraxinus excelsior + celková

60 P6 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 2.1 Tasovice úterý Autor: Karel Kosek plocha 2.1 typ hygrofilní louka sklon 0 max výška vegetace expozice - prům. výška vegetace 0,7 m celková pokryvnost 75% rozměry 4 x 4 m E0 0% ,5 +/- 4 m GPS Společenstvo: Scirpetum sylvaticae ,4 632 m n.m. druh pokryvnost 1 Scirpus sylvaticus 70 2 Calamagrostis canescens 8 3 Senecio ovatus 2 4 Angelica sylvestris 1 5 Equisetum sylvaticum 1 6 Filipendula ulmaria 1 7 Galeopsis pernhofferi 1 8 Lysimachia vulgaris 1 9 Lythrum salicaria 1 10 Urtica dioica 1 11 Cirsium rivulare + 12 Equisetum fluviatile + 13 Galeopsis bifida + 14 Chaerophyllum hirsutum + 15 Juncus effusus + 16 Mentha arvensis + 17 Myosotis laxiflora + 18 Scrophularia nodosa + 19 Cirsium palustre r 20 Epilobium palustre r 21 Galeopsis tetrahit r 22 Lychnis flos-cuculi r 23 Rubus idaeus 2 24 Populus tremula + 25 Acer pseudoplatanus r celkem 87 59

61 P7 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 2.2 Tasovice úterý Autor: Karel Kosek plocha 2.2 typ hygrofilní louka sklon 2 max výška vegetace expozice S prům. výška vegetace 0,8 m celková pokryvnost 95% rozměry 4 x 4 m E ,0 +/- 5 m GPS Společenstvo: Scirpetum sylvaticae ,0 630 m n.m. druh pokryvnost 1 Scirpus sylvaticus 80 2 Galeopsis bifida 12 3 Calamagrostis epigejos 10 4 Myosotis laxiflora 5 5 Mentha arvensis 3 6 Carex rostrata 2 7 Angelica sylvestris 1 8 Caltha palustris 1 9 Cirsium palustre 1 10 Lathyrus pratensis 1 11 Lysimachia vulgaris 1 12 Senecio ovatus 1 13 Cirsium rivulare + 14 Epilobium palustre + 15 Equisetum fluviatile + 16 Equisetum palustre + 17 Equisetum sylvaticum + 18 Galium palustre + 19 Galium uliginosum + 20 Hypericum maculatum + 21 Rumex acetosa + 22 Senecio rivularis + 23 Urtica dioica + 24 Agrostis canina r 25 Athyrium filix-femina r 26 Carex panicea r 27 Holcus mollis r 28 Impatiens noli-tangere r 29 Poa trivialis r celkem

62 P8 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 2.3 Tasovice úterý Autor: Karel Kosek plocha 2.3 typ hygrofilní louka sklon 1 max výška vegetace expozice S prům. výška vegetace 0,7m celková pokryvnost 85% rozměry 4 x 4 m E ,9 +/- 6 m GPS Společenstvo Scirpetum sylvaticae ,2 629 m n.m. druh pokryvnost 1 Scirpus sylvaticus 80 2 Calamagrostis epigejos 10 3 Mentha arvensis 3 4 Galeopsis bifida 2 5 Myosotis laxiflora 2 6 Viola palustris 2 7 Carex rostrata 1 8 Lysimachia vulgaris 1 9 Urtica dioica 1 10 Cirsium palustre + 11 Epilobium palustre + 12 Equisetum fluviatile + 13 Galeopsis pernhofferi + 14 Galium palustre + 15 Galium uliginosum + 16 Equisetum sylvaticum r 17 Senecio ovatus r celkem

63 P9 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 3.1 Tasovice úterý Autor: Karel Kosek plocha 3.1 typ polokulturní mezofilní louka sklon 2 max výška vegetace expozice Z prům. výška vegetace 0,25 m celková pokryvnost 65% rozměry 4 x 4 m E0 5% ,7 +/- 4 m GPS Vysoký podíl kulturních druhů ,6 621 m n.m. druh pokryvnost 1 Dactylis glomerata 30 2 Alopecurus pratensis 5 3 Holcus lanatus 5 4 Plantago lanceolata 5 5 Heracleum sphondylium 4 6 Sanguisorba officinalis 4 7 Taraxacum sect. Ruderalia 3 8 Leontodon hispidus 2 9 Agrostis capillaris 1 10 Achillea millefolium 1 11 Alchemilla monticola 1 12 Crepis biennis 1 13 Hypericum maculatum 1 14 Lathyrus pratensis 1 15 Cirsium arvense + 16 Festuca pratensis + 17 Leucanthemum vulgare + 18 Lychnis flos-cuculi + 19 Prunella vulgaris + 20 Ranunculus acris + 21 Ranunculus repens + 22 Rumex acetosa + 23 Trisetum flavescens + 24 Veronica chamaedrys + 25 Angelica sylvestris r 26 Arrhenatherum elatius r 27 Glechoma hederacea r 28 Leontodon autumnalis r 29 Lysimachia nummularia r 30 Phleum pratense r 31 Trifolium hybridum r 32 Vicia cracca r 33 Rosa canina r Celkem 64 62

64 P10 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 3.2 Tasovice úterý Autor: Karel Kosek plocha 3.2 typ polokulturní mezofilní louka sklon 2 max výška vegetace expozice ZSZ prům. výška vegetace 0,2 m celková pokryvnost 70% rozměry 4 x 4 m E0 2% ,8 +/- 5 m GPS Střední podíl kult. druhů ,6 624 m n.m. druh pokryvnost 1 Dactylis glomerata 15 2 Lathyrus pratensis 10 3 Festuca rubra 8 4 Holcus lanatus 8 5 Plantago lanceolata 8 6 Agrostis capillaris 5 7 Alchemilla monticola 5 8 Alopecurus pratensis 5 9 Leucanthemum vulgare 2 10 Sanguisorba officinalis 2 11 Achillea millefolium 1 12 Filipendula ulmaria 1 13 Geranium pratense 1 14 Hypericum maculatum 1 15 Prunella vulgaris 1 16 Veronica chamaedrys 1 17 Heracleum sphondylium + 18 Leontodon hispidus + 19 Ranunculus acris + 20 Ranunculus repens + 21 Taraxacum sect. Ruderalia + 22 Vicia cracca + 23 Arctium sp. r 24 Arrhenatherum elatius r 25 Campanula patula r 26 Leontodon autumnalis r 27 Lysimachia nummularia r 28 Ranunculus auricomus r 29 Rumex acetosa r 30 Trisetum flavescens r Celkem 74 63

65 P11 Fytocenologický snímek ze studijní plochy 3.3 Tasovice úterý Autor: Karel Kosek plocha 3.3 typ polokulturní mezofilní louka sklon 1 max výška vegetace 0,5 m expozice Z prům. výška vegetace 0,3 m celková pokryvnost 70% rozměry 4 x 4 m E0 3% ,5 +/- 5 m GPS Malý podíl kult druhů, středně vlhká ,7 620 m n.m. druh pokryvnost 1 Sanguisorba officinalis 30 2 Deschampsia caespitosa 8 3 Plantago lanceolata 7 4 Alchemilla monticola 6 5 Agrostis capillaris 5 6 Holcus lanatus 5 7 Dactylis glomerata 4 8 Festuca rubra 3 9 Achillea millefolium 2 10 Alopecurus pratensis 1 11 Lathyrus pratensis 1 12 Ajuga reptans + 13 Hypericum maculatum + 14 Prunella vulgaris + 15 Ranunculus acris + 16 Ranunculus repens + 17 Rumex acetosa + 18 Veronica chamaedrys + 19 Vicia cracca + 20 Cardamine pratensis r 21 Hypochaeris radicata r 22 Leontodon hispidus r 23 Leucanthemum vulgare r 24 Trifolium repens r celkem 72 64

66 P12 Seznam zapsaných druhů s jejich pokryvností a četností výskytu Tasovice sběr dat pokryvnost na ploše VŠE 1 Acer pseudoplatanus r 1 r Aegopodium podagraria Agrostis canina 0 r Agrostis capillaris + r Achillea millefolium Ajuga reptans Alchemilla monticola Alopecurus pratensis Angelica sylvestris r Anthriscus sylvestris Arctium sp. (Arc. Lappa) 0 0 r Arrhenatherum elatius r r Athyrium filix-femina 0 r Avenula pubescens Calamagrostis canescens Calamagrostis epigejos Caltha palustris Campanula patula r 1 0 r Cardamine pratensis r 1 0 r Carex panicea 0 r Carex rostrata Cirsium arvense Cirsium palustre 0 r Cirsium rivulare Crepis biennis Dactylis glomerata Deschampsia caespitosa Epilobium palustre 0 r Equisetum arvense 1 r Equisetum fluviatile Equisetum palustre Equisetum sylvaticum r Festuca pratensis Festuca rubra ssp. rubra Filipendula ulmaria Fraxinus excelsior Galeopsis bifida Galeopsis pernhofferi Galeopsis tetrahit 0 r Galium album 1 r Galium palustre Galium uliginosum Geranium pratense Geum urbanum r Glechoma hederacea r 1 0 r Heracleum sphondylium Holcus lanatus Holcus mollis r Hypericum maculatum Hypochaeris radicata 0 0 r

67 pokryvnost na ploše VŠE 51 Chaerophyllum hirsutum Impatiens noli-tangere 0 r Juncus effusus Knautia drymeja Lathyrus pratensis Leontodon autumnalis 0 0 r r Leontodon hispidus r r Leucanthemum vulgare (agg.) r Lychnis flos-cuculi r 1 r Lysimachia nummularia 0 0 r r Lysimachia vulgaris Lythrum salicaria Mentha arvensis r Myosotis laxiflora (palustris) Myosotis sylvatica + r Phleum pratense r Plantago lanceolata Poa angustifolia Poa palustris Poa trivialis r 1 r Populus tremula Primula elatior Prunella vulgaris Ranunculus acris r Ranunculus auricomus (agg.) r 1 0 r Ranunculus repens Rosa canina (agg.) r Rubus idaeus Rubus sect. Corylifolii (dollnensis) Rumex acetosa r Sanguisorba officinalis Scirpus sylvaticus Scrophularia nodosa Senecio ovatus r Senecio rivularis Stellaria graminea Taraxacum sect. Ruderalia (officinale agg.) Trifolium hybridum 0 0 r Trifolium repens r Trisetum flavescens r r Urtica dioica 4 r Veronica chamaedrys Vicia cracca r Viola palustris celkem druhů Průměrná četnost 68% 59% 68% 31% pokryvnosti dle zápisu v terénu v šedém sloupci r raritní (1 až 3 jedinci), 0,1 % Četnost výskytu druhu na zkoumaných plochách + odhad okolo 0,5 % v rámci jedné lokality ( případně všech ploch) číslo odhad procent pokryvnosti 0 - na žádné ploše, 3 (9) - na všech plochách 66

68 P13 Seznam druhů s přiřazenými hodnotami EIH Seznam druhů a příslušných EIH EIH L T K F R N 1 Acer pseudoplatanus 4 x 4 6 x 7 2 Aegopodium podagraria Agrostis canina Agrostis capillaris 7 x 3 x Achillea millefolium 8 x x 4 x 5 6 Ajuga reptans 6 x Alchemilla monticola 6 x Alopecurus pratensis 6 x Angelica sylvestris 7 x 4 8 x 4 10 Anthriscus sylvestris 7 x 5 5 x 8 11 Arctium sp. (Arc. Lappa) Arrhenatherum elatius x Athyrium filix-femina 3 x Avenula pubescens 5 x 3 3 x 4 15 Calamagrostis canescens Calamagrostis epigejos x x 6 17 Caltha palustris 7 x x 9 x 6 18 Campanula patula Cardamine pratensis 4 x x 6 x x 20 Carex panicea 8 x 3 8 x 4 21 Carex rostrata 9 x x Cirsium arvense 8 5 x x x 7 23 Cirsium palustre Cirsium rivulare Crepis biennis Dactylis glomerata 7 x 3 5 x 6 27 Deschampsia caespitosa 6 x x 7 x 3 28 Epilobium palustre 7 5 x Equisetum arvense 6 x x x x 3 30 Equisetum fluviatile 8 4 x 10 x 5 31 Equisetum palustre 7 x 5 8 x 3 32 Equisetum sylvaticum 3 4 x Festuca pratensis 8 x 3 6 x 6 34 Festuca rubra ssp. rubra x x x 35 Filipendula ulmaria 7 5 x 8 x 5 36 Fraxinus excelsior x Galeopsis bifida 7 x Galeopsis pernhofferi Galeopsis tetrahit 7 x 3 4 x 7 40 Galium album 7 x 5 x Galium palustre x 4 42 Galium uliginosum x 2 43 Geranium pratense Geum urbanum x 7 45 Glechoma hederacea x 7 46 Heracleum sphondylium x 8 47 Holcus lanatus x 5 67

69 EIH L T K F R N 48 Holcus mollis Hypericum maculatum 8 x Hypochaeris radicata Chaerophyllum hirsutum x 7 52 Impatiens noli-tangere Juncus effusus Knautia drymeja Lathyrus pratensis 7 5 x Leontodon autumnalis 7 x Leontodon hispidus 8 x Leucanthemum vulgare (agg.) 7 x 3 4 x 3 59 Lychnis flos-cuculi x x 60 Lysimachia nummularia x x 61 Lysimachia vulgaris 6 x x 8 x x 62 Lythrum salicaria x 63 Mentha arvensis 6 x x 8 x 7 64 Myosotis laxiflora (palustris) 7 x 5 8 x 5 65 Myosotis sylvatica 6 x 3 5 x 7 66 Phleum pratense 7 x 5 5 x 7 67 Plantago lanceolata 6 x 3 x x x 68 Poa angustifolia 7 6 x x x 3 69 Poa palustris Poa trivialis 6 x 3 7 x 7 71 Populus tremula x x 72 Primula elatior 6 x Prunella vulgaris 7 x x 74 Ranunculus acris 7 x 3 x x x 75 Ranunculus auricomus (agg.) x 7 x 76 Ranunculus repens 6 x x 7 x 7 77 Rosa canina (agg.) x x 78 Rubus idaeus 7 x x x x 6 79 Rubus sect. Corylifolii (dollnensis) Rumex acetosa 8 x x x x 6 81 Sanguisorba officinalis x 5 82 Scirpus sylvaticus Scrophularia nodosa Senecio ovatus 7 x 4 5 x 8 85 Senecio rivularis Stellaria graminea 6 x x Taraxacum sect. Ruderalia (officinale agg.) 7 x x 5 x 8 88 Trifolium hybridum Trifolium repens 8 x x Trisetum flavescens 7 x 5 x x 5 91 Urtica dioica x x x Veronica chamaedrys Vicia cracca 7 5 x 6 x x 94 Viola palustris 6 x

70 P14 Převody pokryvností na procenta a na pokryvnostní třídy pro lokalitu 1 pokryvnost v % pokryvnost v ip ā % L ā ip L1 1 Acer pseudoplatanus 0 0,1 0 0, ,33 2 Aegopodium podagraria , ,00 3 Agrostis capillaris 0,5 0,1 10 3, ,33 4 Achillea millefolium 0,5 0,5 1 0, ,33 5 Alchemilla monticola 0,5 0,5 0,5 0, ,00 6 Alopecurus pratensis , ,67 7 Angelica sylvestris , ,67 8 Anthriscus sylvestris , ,33 9 Arrhenatherum elatius , ,67 1 Avenula pubescens , ,00 1 Campanula patula 0 0 0,1 0, ,33 1 Cardamine pratensis 0 0 0,1 0, ,33 1 Crepis biennis , ,00 1 Dactylis glomerata , ,00 1 Deschampsia caespitosa , ,00 1 Equisetum arvense 1 0,1 0 0, ,33 1 Festuca pratensis 0 0,5 0 0, ,67 1 Festuca rubra 0, , ,33 1 Fraxinus excelsior 0 1 0,5 0, ,67 2 Galium album 0 1 0,1 0, ,33 2 Galium uliginosum 0, , ,67 2 Geum urbanum 0 0,1 0 0, ,33 2 Glechoma hederacea 0 0 0,1 0, ,33 2 Heracleum sphondylium , ,33 2 Holcus lanatus , ,00 2 Holcus mollis , ,33 2 Hypericum maculatum 2 0,5 10 4, ,00 2 Knautia drymeja , ,00 2 Leontodon hispidus 0 0 0,1 0, ,33 3 Lychnis flos-cuculi 0, , ,33 3 Mentha arvensis 0, , ,33 3 Myosotis sylvatica 0 0,5 0,1 0, ,00 3 Phleum pratense 0,5 1 0,5 0, ,33 3 Poa angustifolia 1 1 0,5 0, ,67 3 Poa palustris , ,00 3 Poa trivialis 0 0,1 0 0, ,33 3 Primula elatior , ,00 3 Ranunculus acris 0, , ,33 3 Ranunculus auricomus 0 0 0,1 0, ,33 4 Ranunculus repens 0,5 2 0,5 1, ,33 4 Rosa canina 0 0 0,5 0, ,67 4 Rubus sect. Corylifolii (dollnensis) , ,33 4 Rumex acetosa 0,5 0 0,5 0, ,33 4 Stellaria graminea 1 1 0,5 0, ,67 4 Trifolium repens 0 0,5 0 0, ,67 4 Trisetum flavescens 0,1 0,5 0,5 0, ,67 4 Urtica dioica 4 0 0,1 1, ,33 4 Veronica chamaedrys , ,33 4 Vicia cracca , ,33 celkem druhů na ploše

71 P15 Převody pokryvností na procenta a na pokryvnostní třídy pro lokalitu 2 pokryvnost v % pokryvnost v ip ā % L ā ip 2 1 Acer pseudoplatanus 0, , ,33 2 Agrostis canina 0 0,1 0 0, ,33 3 Angelica sylvestris , ,00 4 Athyrium filix-femina 0 0,1 0 0, ,33 5 Calamagrostis canescens , ,33 6 Calamagrostis epigejos , ,67 7 Caltha palustris , ,00 8 Carex panicea 0 0,1 0 0, ,33 9 Carex rostrata , ,00 10 Cirsium palustre 0,1 1 0,5 0, ,00 11 Cirsium rivulare 0,5 0,5 0 0, ,33 12 Epilobium palustre 0,1 0,5 0,5 0, ,67 13 Equisetum fluviatile 0,5 0,5 0,5 0, ,00 14 Equisetum palustre 0 0,5 0 0, ,67 15 Equisetum sylvaticum 1 0,5 0,1 0, ,00 16 Filipendula ulmaria , ,00 17 Galeopsis bifida 0, , ,00 18 Galeopsis pernhofferi 1 0 0,5 0, ,67 19 Galeopsis tetrahit 0, , ,33 20 Galium palustre 0 0,5 0,5 0, ,33 21 Galium uliginosum 0 0,5 0,5 0, ,33 22 Holcus mollis 0 0,1 0 0, ,33 23 Hypericum maculatum 0 0,5 0 0, ,67 24 Chaerophyllum hirsutum 0, , ,67 25 Impatiens noli-tangere 0 0,1 0 0, ,33 26 Juncus effusus 0, , ,67 27 Lathyrus pratensis , ,00 28 Lychnis flos-cuculi 0, , ,33 29 Lysimachia vulgaris , ,00 30 Lythrum salicaria , ,00 31 Mentha arvensis 0, , ,67 32 Myosotis laxiflora (palustris) 0, , ,00 33 Poa trivialis 0 0,1 0 0, ,33 34 Populus tremula 0, , ,67 35 Rubus idaeus , ,00 36 Rumex acetosa 0 0,5 0 0, ,67 37 Scirpus sylvaticus , ,67 38 Scrophularia nodosa 0, , ,67 39 Senecio ovatus 2 1 0,1 1, ,33 40 Senecio rivularis 0 0,5 0 0, ,67 41 Urtica dioica 1 0,5 1 0, ,67 42 Viola palustris , ,00 70

72 P16 Převody pokryvností na procenta a na pokryvnostní třídy pro lokalitu 3 pokryvnost v % pokryvnost v ip ā % L ā ip 3 1 Agrostis capillaris , ,67 2 Achillea millefolium , ,00 3 Ajuga reptans 0 0 0,5 0, ,67 4 Alchemilla monticola , ,67 5 Alopecurus pratensis , ,67 6 Angelica sylvestris 0, , ,33 7 Arctium sp. (Arc. Lappa) 0 0,1 0 0, ,33 8 Arrhenatherum elatius 0,1 0,1 0 0, ,67 9 Campanula patula 0 0,1 0 0, ,33 10 Cardamine pratensis 0 0 0,1 0, ,33 11 Cirsium arvense 0, , ,67 12 Crepis biennis , ,00 13 Dactylis glomerata , ,00 14 Deschampsia caespitosa , ,33 15 Festuca pratensis 0, , ,67 16 Festuca rubra ssp. rubra , ,33 17 Filipendula ulmaria , ,00 18 Geranium pratense , ,00 19 Glechoma hederacea 0, , ,33 20 Heracleum sphondylium 4 0,5 0 1, ,67 21 Holcus lanatus , ,00 22 Hypericum maculatum 1 1 0,5 0, ,67 23 Hypochaeris radicata 0 0 0,1 0, ,33 24 Lathyrus pratensis , ,33 25 Leontodon autumnalis 0,1 0,1 0 0, ,67 26 Leontodon hispidus 2 0,5 0,1 0, ,00 27 Leucanthemum vulgare (agg.) 0,5 2 0,1 0, ,00 28 Lychnis flos-cuculi 0, , ,67 29 Lysimachia nummularia 0,1 0,1 0 0, ,67 30 Phleum pratense 0, , ,33 31 Plantago lanceolata , ,00 32 Prunella vulgaris 0,5 1 0,5 0, ,33 33 Ranunculus acris 0,5 0,5 0,5 0, ,00 34 Ranunculus auricomus (agg.) 0 0,1 0 0, ,33 35 Ranunculus repens 0,5 0,5 0,5 0, ,00 36 Rosa canina (agg.) 0, , ,33 37 Rumex acetosa 0,5 0,1 0,5 0, ,67 38 Sanguisorba officinalis , ,67 39 Taraxacum sect. Ruderalia (officinale agg.) 3 0,5 0 1, ,67 40 Trifolium hybridum 0, , ,33 41 Trifolium repens 0 0 0,1 0, ,33 42 Trisetum flavescens 0,5 0,1 0 0, ,00 43 Veronica chamaedrys 0,5 1 0,5 0, ,33 44 Vicia cracca 0,1 0,5 0,5 0, ,67 celkem druhů na ploše

73 P17 Tabulky vyhodnocení množství přístupných živin podle Mehlicha II a kationtové výměnné kapacity Hodnocení obsahu přístupných živin v mg.kg -1 půdy metodou Mehlich II podle Vavříčka (Rejšek 1999) Hodnocení obsahu Ca Mg K P velmi nízký < 150 < 20 < 20 < 5 nízký střední vysoký velmi vysoký > 800 > 80 > 140 > 60 Hodnocení KVK (Hábová 2012) Výměnná sorpční kapacita hodnota KVK velmi vysoká nad 30 vysoká vyšší střední nižší střední nízká 8-13 velmi nízká pod 8 72

74 P18 Fotodokumentace Okolí studijní plochy 1.1, fotografováno Okraj plochy 2.2 s porostem Scirpus sylvaticus, fotografováno

75 Studijní plocha 3.2, pohled z úrovně vegetace, fotografováno Studijní plocha 3.3, pohled z úrovně vegetace, fotografováno