Ekologie rostlinného akvária

V mantinelech zdravého rozumu a kritického myšlení

338
Publikováno: 24.01.2014, Aktualizováno: 02.01.2015

Akvarijní chemie

Komentář 2018

Níže uvedený text je výcucem z knihy:
  PITTER, Pavel. Hydrochemie. 5. aktualizované a doplněné vydání. Praha: Vysoká škola chemicko-technologická v Praze, 2015, 792 stran. ISBN 978-80-7080-928-0.

Stručné shrnutí

Voda z vodovodního kohoutku nebo ze studny, kterou používáme ve svých akváriích, není čistá (destilovaná) voda, ale voda s nepatrným množstvím příměsí různých látek (především anorganických solí). Poté, co tuto vodu nalijeme do akvária, se v ní mohou časem objevit i různé organické látky, které se do ní dostanou ze substrátu, krmení nebo odpadních látek, jež do vody vylučují vodní živočichové. Naše pitná voda je tvořena přibližně z 99.95% čistou vodou (H2O), přičemž ten malinký zbyteček (0.05%) představují tyto "příměsi" (obvykle ne více než 150 mg/ℓ síranů, 100 mg/ℓ hydrogenuhličitanů, 100 mg/ℓ sodíku, 30 mg/ℓ dusičnanů, 80 mg/ℓ vápníku, 20 mg/ℓ hořčíku a dalších látek). V každém litru pitné vody tedy budeme mít asi 999.5 g H2O, 0.15 g SO4, 0.10 g HCO3, 0.10 g Na, 0.08 g Ca, 0.03 g NO3 atd.

Přestože je ale těchto příměsí ve vodě opravdu nepatrné množství, rozhodují o její celkové kvalitě. Mezi nejdůležitější příměsi patří především vápník a hořčík (tj. látky, které určují tzv. tvrdost vody), dále hydrogenuhličitany a někdy i uhličitany (ty ovlivňují schopnost vody neutralizovat kyseliny a zabránit tak prudkým změnám pH), a v neposlední řadě také volné vodíkové ionty (které určují pH vody).

V rostlinných akváriích pak nabývá na významu také množství rozpuštěných živin, především pak oxid uhličitý (který je hlavním zdrojem uhlíku → základního stavebního kamene rostlin), NPK (tj. N = dusičnany, P = fosforečnany a K = draslík) a stopové prvky (především železo a mangan).

Koeficienty

Koeficienty pro přepočet hmotnostních koncentrací prvků na sloučeniny:

C → HCO3 = 5,080
C → CO3 = 4,996
C → CO2 = 3,664
N → NO3 = 4,427
N → NH4 = 1,288
P → PO4 = 3,066
P → H2PO4 = 3,1313
S → SO4 = 2,996
    HCO3 → C = 0,1968
CO3 → C = 0,2002
CO2 → C = 0,273
NO3 → N = 0,2259
NH4 → N = 0,776
PO4 → P = 0,326
H2PO4 → P = 0,3194
SO4 → S = 0,3337
    CO3 → HCO3 = 1,0168

Fyzikálně-chemické vlastnosti vody

Elektrická konduktivita (dříve "vodivost") je míra koncentrace iontově rozpuštěných látek a ukazatel celkové mineralizace vody. 1 mS/m = 10 µS/cm = 10 µmho/cm. Běžná destilovaná voda mívá konduktivitu 0,5 až 5 µS/cm Povrchové a prosté podzemní vody obvykle v rozmezí 50 až 500 µS/cm Průměrná konduktivita pitných vod v ČR je asi 400 µS/cm. Mezní hodnota pitné vody při 25°C je 1250 µS/cm (tato hodnota nesmí být v pitné vodě překročena).

Oxidačně-redukční potenciál (ORP) má zásadní význam při chemických a biochemických procesech probíhajících ve vodách (nitrikaci, denitrifikaci, asimilaci, disimilaci, oxidaci a redukci aj.). Praktická aplikace výsledků měření ORP však může být za určitých podmínek problematická (především proto, že některé reakce probíhají zvolna a dosahování rovnovážného stavu trvá někdy poměrně dlouho). Kromě toho správnou interpretaci výsledků ovlivňuje řada faktorů. Naměřené výsledky ORPM je vždy nutné přepočítat na "vodíkovou stupnici" a výsledek vyjádřit jako ORPH (bez toho není možné mezi sebou srovnávat různá měření). Oxidačně redukční potenciál přírodních vod je obvykle dán koncentrací rozpuštěného kyslíku. Obvyklý rozsah hodnot ORPH při procesech probíhajících ve vodách je asi od -500 mV do +500 mV. V povrchových vodách a pitné vodě se běžně nacházejí hodnoty kolem 400 mV (avšak po chloraci vody lze pozorovat i hodnoty ORPH kolem 1000 mV). Pokud se vody nacházejí v anaerobních podmínkách, jsou hodnoty ORPH záporné, až -500 mV, obvykle však kolem -300 mV.

Teplota povrchových vod ovlivňuje rozpustnost kyslíku a rychlost biochemických pochodů. Při teplotě pod 5°C probíhají již biochemické procesy jen velmi zvolna. Teplota také významně zvyšuje podíl toxického nedisociovaného amoniaku na celkové koncentraci amoniakálního dusíku → hodnota se v teplotním rozmezí 5 až 25°C zvyšuje několikanásobně. V přírodních vodách se teplota vody pochybuje v rozmezí 0 až 30°C. Teplota je jedním z významných ukazatelů jakosti vody pro život ryb a vodních rostlin. Pro většinu tropických ryb je optimální teplota vody přibližně 18° až 25°C. Přípustná maximální teplota pro růst a vývoj těchto ryb je přibližně 28°C (u studenomilných ryb pak zhruba 21°C). Hranice optimálních teplot se v průběhu vývoje ryb poněkud mění. Ryby jsou však poměrně tolerantní a mohou dlouhodobě snášet i teploty ležící mimo uvedený rozsah. Nebezpečné jsou však náhlé teplotní změny - do 3°C nejsou významné, avšak přesahují-li 10°C (např. při výměnách vody nebo přesazování ryb), može dojít k teplotnímu šoku.

Barva přírodních vod je způsobena především huminovými látkami, v první řadě fulvokyselinami, které zbarvují vodu žlutě až žlutohnědě. Kromě rozpuštěných látek mohou vodu zbarvovat i látky nerozpuštěné (jíl, fytoplankton).

Zákal označuje snížení průhlednosti (transparence) vody nerozpuštěnými látkami. Zákal může být způsoben anorganickými nebo organickými látkami (zpravidla koloidně dispergovanými), např. jílovými minerály, hydratovanými oxidy kovů (především železa a manganu), bakteriemi, planktonem (řasy a sinice), detritem (jemně dispergované zbytky těl rostlinných a živočišných organismů) aj. Podzemní vody jsou zakalené jen zřídka a zákal tvoří převážně anorganické látky. Povrchové vody bývají velmi často zakaleny splachem půdních vrstev (jílovými minerály), planktonem a zvířenými dnovými sedimenty. Nerozpuštěné látky jednak snižují intenzitu procházejícího záření, jednak rozptylují záření nerovnoměrně všemi směry.

Pach přírodních vod může být způsoben látkami, které mohou být přírodní součástí vody (např. sulfanem nebo jodem) či látkami biologického původu (vznikajícími životní činností nebo odumíráním rostlin, sinic, řas, bakterií, aktinomycet, plísní a hub). Druh a intenzita pachu závisí na druhu organismů a na stupni jejich vývoje. Aktinomycety dávají vodě zemitý pach. Jsou velmi rozšířené v půdě a říčních sedimentech. Druh pachu se označuje slovně jako zemitý, fekální, hnilobný, plísňový, rašelinový, po jednotlivých chemikáliích apod.

Chuť vody je významně ovlivňována koncentrací vápníku, hořčíku, železa, manganu, zinku, mědi, hydrogenuhličitanů, chloridů, síranů, oxidu uhličitého aj. Chuti jednotlivých anorganických látek závisejí na celkovém složení vody a mohou se vzájemně ovlivňovat. Chuť závisí také na poměru obsahu aniontů a kationtů. Z hlediska chuti je nejvhodnější hodnota pH vody v rozmezí asi 6,5 až 7,5. Při hodnotách pH nad 9 získává již voda louhovitě mýdlovou příchuť. Pozitivně ovlivňují chuť především hydrogenuhličitany a vápník. Vyšší koncentrace hořčíku v kombinaci s vyšší koncentrací síranů je příčinou hořké chuti a vyšší koncentrace chloridů, zejména v kombinaci se sodíkem, je příčinou slané chuti. Vyšší koncentrace oxidu uhličitého zase může maskovat nepříjemné chuťové vjemy. Zdá se, že draslík ovlivňuje chuť pozitivně, zatímco měď, železo, mangan, zinek a sírany se projevují vždy negativně. Nicméně celková mineralizace vyšší než 500 mg/l se však již hodnotí ve většině případů záporně.

Rozpustnost látek ve vodě závisí do značné míry na teplotě. Rozpustnost většiny anorganických a organických látek se stoupající teplotou vzrůstá. Prakticky všechny látky jsou ve vodě rozpustné (včetně elementárních kovů) → některé méně, jiné více. Zvýšená mineralizace vod zvyšuje rozpustnost anorganických látek, protože roste hodnota iontové síly. U organických látek je tomu naopak (dochází k jejich vysolování). Rozpustnosti anorganických látek uváděné v různých tabulkách jsou pouze orientační, protože se týkají rozpustností těchto látek v destilované vodě. Příklad rozpustností vybraných anorganických látek (ve 100 g vody): NaHCO3: 9,6 g, KNO3: 31,6 g, KH2PO4: 22,5 g, CaSO4*2H2O: 0,26 g, CaCl2*2H2O: 130,1 g, MgSO4*7H2O: 117,2 g. Rozpustnost plynů v kapalinách se řídí Henryho zákonem, podle něhož je rozpustnost plynu při nízkých tlacích přímo úměrná parciálnímu tlaku daného plynu nad roztokem. V hydrochemii se rozpustnost plynů vyjadřuje obvykle jako hmotnostní koncentrace. Například při teplotě 10°C a tlaku 101,3 kPa je rozpustnost kyslíku 54,3 mg/l a dusíku 23,2 mg/ℓ. Pokud je voda ve styku se vzduchem, pak za stejných podmínek je rozpustnost kyslíku 11,3 mg/ℓ a dusíku 18,35 mg/ℓ, protože parciální tlak obou plynů je nižší, úměrný jejich poměrnému objemovému zastoupení ve vzduchu (zhruba 21% a 78%).

Obecné složení vod

Rozdělení látek

Voda vyskytující se v přírodě není chemicky čistá, vždy obsahuje rozpuštěné plyny a rozpuštěné i nerozpuštěné anorganické a organické látky. Některé látky přijímá již v atmosféře, ale k jejímu hlavnímu obohacování rozpuštěnými látkami dochází při infiltraci půdou a horninami. Z fyzikálního hlediska mohou být látky obsažené ve vodách přítomné buď v pravých roztocích jako iontově rozpuštěné látky (elektrolyty), nebo jako neiontově rozpuštěné látky (neelektrolyty), popř. jako látky nerozpuštěné (usaditelné, neusaditelné a vzplývavé). Mezi iontově rozpuštěné látky patří z kationtů zejména vápník, hořčík, sodík a draslík a z aniontů zejména hydrogenuhličitany, sírany, chloridy a dusičnany. Všechny tyto látky patří do základního složení přírodních vod. Jde o typické makrokomponenty (tj. látky vyskytující se ve vodách v koncentracích vyšších než 1 mg/ℓ). Mezi převážně neiontově rozpuštěné látky patří zejména sloučeniny křemíku a dále rozpuštěné plyny, z nichž nejvýznamnější je kyslík a oxid uhličitý. Z neelektrolytů lze mezi makroelementy zařadit křemík. Přírodní vody obsahují jen malé množství organických látek (s výjimkou vod z rašelinišť), které mohou být přítomny v iontové i v neiontové formě. Další složky se v přírodních vodách obvykle stanovují, ale jsou přítomné v nízkých koncentracích. Jde o typické mikrokomponenty (tj. látky vyskytující se ve vodách v koncentracích nižších než 1 mg/l), které však mají velký hydrochemický a biologický význam. Z nich přicházejí v úvahu formy amoniakálního dusíku, některé kovy (Fe, Mn, Al, Cu, Zn), dusitany, fosforečnany, fluoridy, eventuálně formy sulfidické síry. Ve stopových koncentracích (pohybujících se v jednotkách µg/l) se v přírodních vodách vyskytuje i řada dalších prvků (včetně prvků vzácných zemin). Striktní dělení anorganických látek na elektrolyty, neelektrolyty, kationty a anionty bývá jen formální a nepřesné, protože určitý prvek se může vyskytovat ve vodě současně v iontové i v neiontové formě, jako kation i jako anion.

Formy výskytu látek ve vodách

Z fyzikálního a chemického hlediska se anorganické látky vyskytují ve vodách v rozličných formách, které se projevují různým způsobem a liší se svými fyzikálními, chemickými i biologickými vlastnostmi. Mohou mít rozdílnou toxicitu, bioakumulační a sorpční schopnosti, migrují v prostředí různou rychlostí, jejich využitelnost různými mikroorganismy je odlišná, liší se jejich odstranitelnost z vody chemickými a fyzikálně chemickými postupy (srážením, oxidací, redukcí, sorpcí) atd. Proto vlastnosti vod závisejí nejen na celkové koncentraci jednotlivých prvků, ale také na formách jejich výskytu (existence).

Při stanovení celkové koncentrace dané složky jsou zahrnuty všechny přítomné formy jejího výskytu. Diskuze o zastoupení různých forem existence dané složky patří do oblasti interpretace výsledků. Různé formy výskytu prvků a jejich distribuce ve vodě jsou výsledkem protolytických, komplexotvorných, oxidačně-redukčních a polymeračních reakcí probíhajících ve vodě. Z anorganických aniontů, které jsou běžně přítomné ve vodách, komplexují (tj. tvoří sloučeniny) poměrně snadno uhličitany, sírany a fluoridy, na rozdíl od dusičnanů, chloridů a dusitanů. Z organických látek jsou to především látky huminového charakteru a aminokyseliny. Analytickými metodami lze však jen výjimečně stanovit jedinou definovanou složku (jednoduchý ion). Komplexní formy různých prvků jsou obecně méně toxické či biologicky aktivní než jednoduché (obzvláště nedisociované) formy. Čím je komplex stabilnější, tím je méně toxický. Například huminové látky vlivem komplexace snižují toxicitu kovů. Komplexní formy manganu a železa se rozpuštěným kyslíkem ve vodě oxidují pomaleji než jednoduché ionty Mn2+, resp. Fe2+. Velký rozdíl také existuje mezi tzv. rozpuštěným "reaktivním" fosforem a rozpuštěným "nereaktivním" fosforem, který není potenciálně využitelný fotosyntetizujícími organismy (rostlinami, řasami a sinicemi).

Z výše uvedeného vyplývá, že vyjadřování výsledků chemického rozboru vody ve formě určitých (dohodnutých) složek může být zkreslující. Tvrdost se například běžně vyjadřuje jako koncentrace sloučeniny CaCO3, přestože vápník se v této formě ve většině přírodních vod prakticky vůbec nevyskytuje. Pokud se tedy v rozboru uvádí, že máme ve vodě určitou koncentraci amoniakálního dusíku, neříká nám to nic o tom, v jakých formách se tam tento dusík vyskytuje → zda v hydratované neiontové (a značně toxické) formě NH3 či ve formě kationtu NH4+. To se týká i sloučenin fosforu. Vyjadřování jako PO43- vůbec neodpovídá realitě, protože tento ion je při hodnotách pH přírodních vod zcela zanedbatelný. Jsou-li přítomny rozpuštěné formy anorganických fosforečnanů, pak ve vodě zpravidla převládají ionty HPO42-. Toto je třeba mít při interpretaci výsledků na paměti, a z tohoto důvodu je také nejvhodnější vyjadřovat koncentraci látek ve vodě v elementární formě, s případným odlišením oxidačního stupně (tj. jako N, P, Ca, Mg, FeII, FeIII apod.). Jiné vyjadřování než v elementární formě vede totiž často k mylné představě o formách existence dané složky.

Ve vodě jsou však přítomné i látky, které nelze jednoduše stanovit jako individua, protože jde o směsi neznámého složení.

Kvantitativně se složení vody (včetně obsahu plynů) vyjadřuje buď v hmotnostních koncentracích (obvykle mg/ℓ), nebo v látkových koncentrarcích (obvykle mmol/ℓ):

SložkaHmotnostní
koncentrace
(mg/ℓ)
Látková
koncentrace
(mmol/ℓ)
Konc. iontově
rozpušt. látek
Ca2+90,02,244,48
Mg2+28,01,152,30
Na+20,70,900,90
K+16,420,420,42
suma kationtů155,124,718,10
HCO3-204,43,353,35
SO42-146,41,523,04
Cl-46,81,321,32
NO3-14,00,230,23
suma aniontů411,66,427,94
Σ hmotnostní konc.566,72--
Σ látkové konc.-11,1316,04

V akvaristice byly od samého počátku vždy preferovány hmotnostní koncentrace (mg/ℓ), přestože vhodnější je používat látkové koncentrace (mmol/ℓ). Význam látkových koncentrací spočívá v tom, že chemická reaktivita a biologická aktivita závisejí nikoli na hmotnosti reagujících částic, ale především na jejich počtu v objemové nebo hmotnostní jednotce vody. Proto je rozhodující látková koncentrace, která je úměrná počtu reagujících částit (atomů, molekul, iontů). Důležitost to má nejen při srovnávání toxicit látek, ale i při porovnávání sorpčních schopností různých látek, výpočtu chemických rovnováh, neutralizaci, komplexaci, srážení, adsorpci, výměně iontů apod. Zatímco tedy hmotnostní koncentrace látek jsou srozumitelnější pro laickou veřejnost, mohou poskytovat zkreslený obraz o skutečném složení a vlastnostech vod. Předností používání látkových koncentrací je i nezávislost na formě výskytu dané látky. Rozhodně je totiž lepší, když budeme uvádět, že máme ve vodě např. 1 mmol/ℓ P, než kdybychom uvedli zavádějící skutečnost, že tam máme 3 mg/ℓ PO43-, když se tato konkrétní forma fosforu v běžné akvarijní vodě prakticky nevyskytuje.


Adsorpce látek

A akvaristice má největší význam adsorpce na hydratovaných oxidech kovů a hydratovaných křemičitanech a hlinitokřemičitanech. Pozornost bude věnována především polárním adsorbentům, mezi něž patří např. jílové minerály, hydratované oxidy, křemičitany, uhličitany, fosforečnany, sedimenty aj. Adsorpce na půdním sorpčním komplexu je při infiltraci vody příčinou, proč se z vody více odstraňují např. amonné kationty a fosforečnany než dusičnany. Některé transformace organických látek (hydrolýza, redukce, oxidace, fotochemické reakce) probíhají rychleji po jejich adsorpci na tuhých fázích v důsledku vyšších koncentrací. Při fyzikální adsorpci se může na tuhé fázi vytvořit i několik vrstev adsorbátu (adsorbované látky), a může být proto dosaženo značné adsorpční kapacity. Adsorpce z roztoku může být buď molekulová, při níž se adsorbuje celá molekula, nebo iontová, při které se sorbují převážně buď kationty, nebo anionty, a to v závislosti na náboji povrchu tuhé fáze. Kladně nabité povrchy adsorbují převážně anionty a záporně nabité povrchy přednostně kationty. V přírodních vodách má největší význam iontová adsorpce (aniontová nebo kationtová). Rozlišuje se prostá iontová adsorpce a výměnná adsorpce. Při prosté iontové adsorpci se přednostně sorbuje jeden druh iontů, které: 1) mají vyšší nábojové číslo, 2) mají větší hustotu náboje, 3) jsou součástí krystalové mřížky adsorbentu, 4) jsou chemicky podobné některému iontu krystalové mřížky, 5) tvoří s některým iontem mřížky málo rozpustnou nebo málo disociovanou sloučeninu. Splňují-li různé ionty uvedené podmínky, sorbuje se přednostně ten ion, který je přítomen ve vyšší koncentraci. Při výměnné adsorpci dochází k výměně mezi ionty kapalné fáze a ionty krystalové mřížky. U látek s kompaktní krystalovou strukturou probíhá výměna iontů jen na povrchu částice. Pokud mohou ionty pronikat do nitra částice, může se výměny zúčastnit většina iontů tvořících krystalovou mřížku, a to vně i uvnitř částice. Takové látky s mimořádně velkou výměnnou kapacitou se nazývají měniče iontů (ionexy).

Při nízkých hodnotách pH prostředí převažuje kladný náboj povrchu hydratovaného oxidu, a proto povrch přednostně vyměňuje anionty za OH-, které se uvolňují do prostředí. Naopak při vyšších hodnotách pH prostředí převažuje záporný náboj povrchu hydratovaného oxidu, a proto povrch přednostně vyměňuje kationty za H+, které se uvolňují do prostředí. V silněji alkalickém prostředí probíhá převážně adsorpce kationtů a v silněji kyselém prostředí převážně adsorpce aniontů (v alkalickém prostředí převažují na povrchu záporně nabité skupiny nad kladně nabitými, v kyselém prostředí je tomu naopak). Zatímco různé jílové minerály na bázi hlinitokřemičitanů sorbují v přírodních vodách převážně kationty a chovají se jako měniče kationtů, amorfní Fe(OH)3 se chová převážně jako měnič aniontů. Sorpční kapacity iontů kovů na hydratovaných oxidech se obvykle pohybují v desetinách až jednotkách mmol H+ na 1 g adsorbentu [např. 1,7 až 5,9 mmol/g u huminových látek; 0,6 až 1,2 mmol/g u montmorillonitu; 0,11 až 0,34 mmol/g u aktivního uhlí; 0,1 až 0,25 mmol/g u amorfního Fe(OH)3].

Z hlediska fyzikální chemie povrchů mají v akvaristice největší význam jíly, které jsou hlavními nositeli koloidních vlastností půd. Jíly vznikají zvětráváním křemičitanových hornin, během něhož se postupně tvoří různé jílové minerály. Nositelem výměnných vlastností hlinitokřemičitanů jsou povrchové hydroxidové skupiny. V přírodních vodách s hodnotami pH obvykle v rozmezí 6 až 8 se jílové minerály chovají převážně jako měniče kationtů, protože náboj jejich povrchu je většinou záporný. Jílové minerály vyměňují např. ionty Ca2+ v roztoku za ionty Na+ z krystalové mřížky. Měrný povrch jílových minerálů se pohybuje obvykle v desítkách m2/g a sorpční kapacita obvykle v desetinách až jednotkách mmol H+ na 1 g adsorbentu. Pro porovnání např. měrný povrch písku je asi 3 m2/g a pro aktivní uhlí se pohybuje obvykle mezi 1000 až 2000 m2/g.

Z hlediska sorpční mohutnosti je nutné rozlišovat: 1) hlinitokřemičitany s vrstevnatou strukturou, kam patří výše uvedené jílové minerály a jejich směsi (u těchto látek probíhá výměnná adsorpce převážně jen na povrchu a jejich sorpční kapacita bývá proto relativně malá), a 2) hlinitokřemičitany s trojrozměrnou strukturou, kam patří např. živce a zeolity, které jsou vulkanického původu. Zeolity se liší od živců tím, že obsahují hydratační vodu. V jejich krystalové struktuře vznikají poměrně velké dutiny spojené kanálky, čímž se měrný povrch mnohonásobně zvětšuje. Proto vykazují značnou adsorpční kapacitu a považují se za měniče iontů přírodního původu. Lze je velmi účinně využít pro odstraňování toxických kovů. Některé z nich patří mezi selektivní adsorbenty (např. klinoptilonit je vysoce selektivní vůči kationtům s nábojovým číslem +1, což lze využít třeba pro odstraňování amoniakálního dusíku). Výměna iontů na hlinitokřemičitanech je významným procesem ovlivňujícím chemické složení přírodních vod.

Aktivní uhlí jako nepolární adsorbent sorbuje především nepolární organické látky a neelektrolyty. Jeho měrný povrch je mimořádně velký, ve styku s vodou ale nabývá za určitých okolností polárního charakteru. Proto se při adsorpci polárních látek, např. iontů různých kovů, na aktivním uhlí dosahuje poměrně vysokých účinností, i nad 90%. Adsorpční vlastnosti aktivního uhlí silně závisejí na způsobu jeho přípravy. O adsorpčních schopnostech rozhoduje velikost pórů, měrný povrch a chemická reaktivita povrchu. U zásaditého H-uhlí, vyráběného při vysokých teplotách (kolem 1000°C), vzniká na povrchu díky přítomnosti karboniových iontů (Cx2+) převážně kladný náboj, a proto adsorbuje především anionty. U kyselého L-uhlí, vyráběného při nízkých teplotách (200 až 400°C), vzniká na povrchu díky přítomnosti karboxylových, fenolových a karbonylových skupin (C-COO-) převážně záporný náboj, a proto adsorbuje především kationty. Nicméně některé druhy uhlí tak vyhraněný charakter nemají a lze je považovat za přechodné typy.

Značnou sorpční kapacitu vykazují nerozpuštěné látky a sedimenty v povrchových vodách. Kromě neživé anorganické a organické hmoty se na sorpčních procesech mohou podílet i živé organismy, např. plankton a ryby. Sedimenty v přírodních vodách obsahují CaCO3, oxidy Fe, Al, Si, hlinitokřemičitany, detritus aj. [Poznámka: Detritus (detrit) jsou neurčitelné nebo jen částečně určitelné zbytky odumřelých organismů spolu s organickými částicemi různého původu v suspendovaném nebo koloidním stavu.] Uvedená adsorpce je i příčinou toho, že značná část těžkých kovů je vázána především na nerozpuštěných látkách a v sedimentech povrchových vod. Existuje významná pozitivní korelace mezi koncentrací kovů v sedimentech a obsahem organických látek, kdy se mohou tvořit různé komplexy. V mnoha případech mohou být stopové koncentrace kovů v přírodních vodách regulovány nikoli srážecí, ale adsorpční rovnováhou. Kromě adsorbentu (= adsorbující látky) závisí adsorpce látek na formě jejich existence, tj. na tom, zda je látka přítomna jako anion, kation, molekula bez náboje nebo koloidní disperze. S formami výskytu úzce souvisí vliv hodnoty pH, která určuje nejenom náboj povrchu adsorbentu, ale i formu výskytu adsorbované látky. Na hydratovaných oxidech se přednostně sorbují kationty Fe3+ a Al3+ před Cu2+ a Zn2+.

Přírodní organické látky se poměrně dobře sorbují na hydratovaných oxidech, jílových minerálech a organických komponentách půd (především látkách huminového charakteru). U organických látek závisí adsorpce na velikosti jejich molekuly, chemické struktuře a polaritě. Čím je molekula větší, tím se obvykle lépe sorbuje. Vliv chemické struktury se projevuje především v přítomnosti různých funkčních skupin, které podléhají disociaci či nikoli, a tím se mohou specificky adsorbovat na různých površích v závislosti na hodnotě pH. Významně ovlivňuje adsorpci organických látek i jejich polarita. V půdě se huminové i další organické látky zadržují adsorpcí na hydratovaných oxidech a hlinitokřemičitanech, vytváří se tzv. půdní sorpční komplex. Jsou to především jílovohumusové komplexy, tvořící se adsorpcí huminových látek na jílových minerálech ze skupiny montmorillonitů, kaolinitů a illitů. Sorpční kapacita závisí na složení huminových látek. Tyto komplexy mají v přírodních podmínkách záporný náboj, sorbují proto především kationty (např. ionty kovů a z anorganických dusíkatých látek především NH4+, nikoli NO2- a NO3-). Adsorpce přírodních organických látek probíhá zejména ve slabě kyselé oblasti. V alkalické oblasti je odsorpce malá, protože dochází k disociaci uvedených skupin (OH a COOH) na anionty a současně náboj povrchu hydratovaných oxidů a hlinitokřemičitanů je záporný.

Výše uvedené procesy jsou také příčinou kumulace organických látek na anorganickém podílu půdy, sedimentech a nerozpuštěných látkách ve vodě, ale i na živé hmotě (fytoplanktonu, zooplanktonu, rybách), např. na lipofilních membránách a lipidických složkách. Kromě toho dochází chemickými a biochemickými pochody k inkorporaci do buňky (bioakumulaci).

Reakce probíhající ve vodách

Chemický rozbor vyjadřuje okamžité složení vody. Ve vodě však probíhají různou rychlostí procesy fyzikální, chemické, fotochemické a biologické, které mohou postupně měnit původní složení vody. Tyto změny jsou v některých případech tak významné, že mohou i zásadně ovlivnit posouzení jakosti vody. Kvůli tomu je nutné některé složky vody stanovovat na místě odběru a nelze je nijak zakonzervovat, např. oxid uhličitý, volný aktivní chlor, kyslík, ozon, hodnota pH, ORP.

Obecně se procesy probíhající ve vodách rozdělují na abiotické (fyzikální, fyzikálně chemické, fotochemické) a biotické (biologické děje probíhající za aerobních, anoxických a anearobních podmínek). Mezi fyzikální procesy patří například adsorpce. Adsorpcí anorganických i organických látek na suspendovaných látkách, sedimentech, půdě a biomase se postupně obohacuje tuhá fáze na úkor kapalné fáze. Naopak desorpcí mohou přecházet tyto látky zpět do kapalné fáze. Mezi chemické procesy patří hydrolýza, neutralizace, srážení, komplexace, oxidace a redukce. Tyto procesy se týkají anorganických i organických složek vod, podílejí se i na transformacích kovů v prostředí. Nejčastější počáteční chemickou transformací organických látek ve vodách je hydrolýza. Chemická oxidace a redukce přichází v úvahu nejenom u anorganických látek (např. železa, manganu, chromu, sulfidické síry), ale i u látek organických. Podceňován býval dříve i vliv fotochemických reakcí. Fotochemickým přeměnám mohou podléhat především látky, které samy absorbují záření a uvádějí se tak do excitovaného stavu (přímá a nepřímá fotolýza či fotokatalýza). Fotochemický rozklad organických látek je většinou neúplný (neprobíhá až na oxid uhličitý a vodu) a vzniká řada degradačních meziproduktů, které jsou obvykle snáze biodegradovatelné než původní látka. Fotochemické reakce se uplatňují i při transformacích anorganických látek (např. při redukci FeIII za přítomnosti organických látek). V úvahu přichází i remobilizace kovů z jejich komplexů s huminovými látkami, čímž se uvolní formy kovů, které působí toxičtěji než formy komplexní. Biologické přeměny anorganických látek se týkají především sloučenin dusíku (nitrifikace a denitrifikace) a sloučenin síry. Rovněž činností fotosyntetizujících organismů (rostliny, řasy, sinice), které v důsledku fotosyntetické asimilace na světle produkují kyslík a spotřebovávají oxid uhličitý, se ovlivňuje poměrné zastoupení živin (zejména sloučenin fosforu a dusíku, v menší míře také sloučenin křemíku) ve vodě. Kromě toho dochází k inkorporaci živin a kovů do nově se tvořící biomasy, čímž se mění původní složení kapalné fáze.

Anorganické látky ve vodách

Formy výskytu anorganických látek v přírodních vodách:

Kovy a polokovy ve vodách

Mezi esenciální kovy patří především Ca, Mg, K, Na, Mn, Fe, Cu, Zn, Co, Mo a Ni. Téměř všechny kovy a polokovy jsou ve vodách přirozeně obsaženy alespoň ve stopových množstvích. K obohacení vody dochází stykem s horninami a půdou (což platí především pro Ca, Mg, Na a K) a v dnešní době i lidskou činností (znečištěním).

Kovy a polokovy jsou přítomné ve vodách v rozpuštěné i v nerozpuštěné formě. V rozpuštěné formě převládají zpravidla komplexy s anorganickými anionty CO32-, HCO3-, SO42- a PO43- nebo organickými huminovými látkami a aminokyselinami.

Značný podíl kovů (až několik desítek procent jejich celkového obsahu) je ve vodách vázán adsorpcí na nerozpuštěné látky (např. jíly, sedimenty) a část bývá začleněna i do biomasy organismů. Proto nám pouhá analýza vody nesposkytne správnou představu o skutečném znečištění vodního prostředí kovy. Koncentraci kovů ve vodě ovlivňují také různé procesy, kterými se kovy buď vážou do sedimentů, nebo se z nich naopak uvolňují. K prvnímu procesu dochází především při alkalizaci vody, oxidaci, adsorpci na sedimentech, začlenění do biomasy. K druhému procesu dochází především při poklesu pH, redukci, komplexaci, desorpci, uvolňování odumřelé biomasy.

Koncentrace kovů v některých vodách:
KovPitná voda
z vodáren
Šumavská
jezera
Povrchové
vody (toky)
Balené
minerálky
Al50---
Cu3,80,13-1,31,40,1-4,7
Fe6670-14019028-16730
Mn2517-417950-1300
Ni5,41,0-2,33,40,3-116
Zn38,63,2-138,20,7-145
Údaje jsou v µg/ℓ

V důsledku adsorpce se kovy hromadí v nerozpuštěných látkách a sedimentech, ze kterých mohou přejít zpátky do vody. S výjimkou alkalických kovů a do určité míry i vápníku a hořčíku však nelze udržet ve vodách vysoké koncentrace kovů, protože podléhají hydrolýze za vzniku málo rozpustných hydratovaných oxidů a mohou se dále vylučovat jako málo rozpustné uhličitany, fosforečnany a sulfidy. Proto se kovy, s výjikou Ca, Mg, Na a K, nacházejí ve vodách obvykle v nízkých koncentracích a počítají se mezi mikroprvky. V málo mineralizovaných a organicky neznečištěných vodách se rovnovážné koncentrace pohybují obvykle v desítkách až stovkách µg/ℓ. Vyšší koncentrace kovů lze najít jen v kyselých vodách nebo za přítomnosti komplexotvorných látek (např. huminových). I tyto relativně nízké koncentrace kovů však mohou být závažným znečištěním vzhledem k jejich toxicitě. Většina kovů má značné komplexotvorné schopnosti. Komplexní formy mají jiné chemické, fyzikálně-chemické a biologické chování. Mají např. rozdílnou toxicitu a v půdě migrují různou rychlostí.

Mezi toxické kovy a polokovy, s jejichž negativními účinky se akvaristé nejčastěji potýkají, patří zejména Cu, Zn, Co, Ni, a také Fe a Mn. Toxicita kovů závisí na teplotě, hodnotě pH a celkovém složení vody. Toxicky většinou působí především jednoduché iontové formy, anorganické a organické komplexy jsou zpravidla méně toxické. Jednou z významných negativních vlastností mnohých kovů je jejich značná schopnost hromadit se v sedimentech a ve vodní flóře a fauně. Významnou bioakumulační schopnost má v akvarijním prostředí především Cu a Zn. Bakterie a řasy produkují různé polysacharidy, které mají komplexační vlastnosti a mohou tak vázat různé kovy na povrchu i uvnitř buněk. Díky tomu bývá značná část kovů ve vodách vázána v organických komplexech. Obdobné procesy jako u bakterií a řas probíhají i v makrofytech (rostlinách).

UkazatelPitná vodaBalená kojenecká
voda
Povrchové vody
(imisní standardy)
Al0,2 [MH]0,05 [MH]1,5
B1,0 [NMH]-0,5
Ca40-80 [DH] 1)40-80 [DH]250
Cu1,0 [NMH]0,2 [NMH]0,025
Fe0,2 [MH]0,3 [MH]2,0
Mg20-30 [DH] 2)20-30 [DH]150
Mn0,05 [MH]0,05 [NMH]0,5
Na200 [MH]20 [MH]-
Ni0,02 [NMH]0,02 [NMH]0,04
Zn--0,16
Údaje jsou v mg/ℓ

← Tabulka porovnání nejvyšších mezních hodnot [NMH], mezních hodnot [MH] a doporučených hodnot [DH] obsahu vybraných kovů a polokovů v pitné vodě a v balené kojenecké vodě (řazeno abecedně).

Imisní standardy = ukazatele a hodnoty přípustného znečištění povrchových vod (ukazatele vyjadřující stav vody ve vodním toku).

1) Mezní hodnota (MH) pro pitnou a balenou kojeneckou vodu je 30 mg/ℓ (platí jako minimum).
2) Mezní hodnota (MH) pro pitnou a balenou kojeneckou vodu je 10 mg/ℓ (platí jako minimum).


Kovhorní Vltava
(Planá)
dolní Vltava
(Lužec n/Vlt.)
globální průměrná
hodnota
Cu36,041,045,0
Fe35 80046 00047 200
Mn9001 350850
Ni86,563,068,0
Zn19820995,0
Údaje jsou v mg/kg

← Tabulka přibližných hodnot obsahu vybraných kovů v říčních sedimentech.

Srovnejte průměrný obsah železa (Fe) v říčních sedimentech z tabulky s obsahem železa v akvarijním substrátu ADA Aqua Soil Amazonia (34 100 mg/kg). Substrát ADA Amazonia má asi o 30% nižší obsah železa než průměrný říční sediment.

Sodík a draslík

V přírodě se sodík a draslík uvolňují do vody při zvětrávání některých hlinitokřemičitanů nebo ze solných ložisek. Dalším přírodním zdrojem sodíku ve vodách může být výměna iontů Ca2+ za Na+ při styku vody s některými jílovými minerály. Část sodíku a draslíku může pocházet i z živočišných (např. rybích) výkalů. V akvaristice se sloučeniny sodíku používají i při úpravě vody (nejčastěji hydrogenuhličitan sodný [NaHCO3] ke zvýšení alkality).

Ve vodách se sodík a draslík vyskytují převážně jako jednoduché kationty Na+ a K+, protože jejich schopnost tvořit komplexnější sloučeniny je malá.

Pro přepočet látkových koncentrací na hmotnostní platí vztahy:

1 mg Na = 43,497 µmol 1 µmol = 22,90 mg Na
1 mg K = 25,576 µmol 1 µmol = 39,10 mg K

Značné rozšíření hlinitokřemičitanů alkalických kovů v zemské kůře vysvětluje přítomnost Na a K ve všech přírodních vodách. Patří mezi čtyři základní kationty přírodních a užitkových vod (Ca, Mg, Na, K). V podzemních a povrchových vodách je téměř vždy více sodíku než draslíku. Menší obsah draslíku v přírodních vodách se vysvětluje tím, že ionty K+ jsou půdními minerály více sorbovány než ionty Na+ a že draslík je důležitou anorganickou živinou pro rostliny (v popelu rostlin bývá hmotnostní poměr K : Na = 100 : 1), a je tedy z podzemních vod přednostně vyčerpáván.

Průměrný poměr Na : K ve vodách různého původu:

hmotnostní
poměr
látkový
poměr
Pitná voda povrchového původu z 8 regionů ČR:2,84,76
Pitná voda podzemního původu z 8 regionů ČR:4,06,8
Srážkové vody (Šumava):0,81,38

Průměrná koncentrace Na a K ve vodách různého původu:

NaK
Pitná voda z 8 regionů ČR:134
Průměrná koncentrace ve veřejné vodovodní síti monitorovaných měst v ČR a na výstupu z vodáren20
Atmosférické vody v neznečištěných oblastech (např. na Šumavě)desetiny až setiny
Podzemní a tekoucí povrchové vodyjednotky až desítky
Stojaté vody v horských oblastech<1
Minerální vodytisíce>100
Údaje jsou v mg/ℓ

Pro pitné vody v ČR platí pro sodík mezní hodnota 200 mg/ℓ, u kojeneckých vod je to 20 mg/ℓ a pro balenou pramenitou vodu je mezní hodnota 100 mg/ℓ.
Obsah draslíku není limitován v žádném druhu vod.

Vápník a hořčík

Vápník a hořčík jsou v přírodě dosti rozšířené a do vody se dostávají rozkladem hlinitokřemičitanů vápenatých a hořečnatých, případně rozpouštěním vápence (CaCO3), dolomitu (CaCO3*MgCO3), magnezitu (MgCO3), sádrovce (CaSO4*2H2O) a jiných minerálů. Větší obohacení podzemních vod vápníkem a hořčíkem závisí na rozpuštěném CO2, který podstatně zvyšuje rozpustnost minerálů na bázi uhličitanů a podporuje zvětrávání hlinitokřemičitanů.

V akvaristice se vápník a hořčík přidávají do akvárií většinou ve formě sádrovce (CaSO4*2H2O) či chloridu vápenatého (CaCl2) a síranu hořečnatého (MgSO4*7H2O).

V běžných (málo a středně mineralizovaných vodách) se vápník a hořčík vyskytují převážně jako jednoduché ionty Ca2+ a Mg2+. Na různé iontové asociáty (např. CaCO3, CaHCO3, CaSO4 a CaOH + obdobně pro hořčík) připadá v prostých podzemních a povrchových vodách obvykle méně než 10% z celkové koncentrace obou prvků. Hydroxokomplexy (CaOH a MgOH) přicházejí ve významnějších koncentracích v úvahu jen v silně alkalickém prostředí (při pH > 10).

Vápník může být ve vodách komplexován huminovými látkami. Uvádí se, že 1 g DOC může vázat 0,3 mmol až 0,9 mmol Ca (tj. 12-36 g). Z těchto komplexů se pak vápník může uvolňovat (remobilizovat) působením světla (fotochemicky).

Pro přepočet látkových koncentrací na hmotnostní platí vztahy:

1 mg Ca = 24,95 µmol 1 µmol = 40,08 mg Ca
1 mg Mg = 41,14 µmol 1 µmol = 24,31 mg Mg

V neznečištěných atmosférických vodách bývají koncentrace vápníku a hořčíku obvykle nižší než 1 mg/ℓ. V prostých podzemních a povrchových vodách se pohybuje koncentrace vápníku řádově od desítek až do několika set mg/ℓ a koncentrace hořčíku od jednotek až do několika desítek mg/ℓ. Koncentrace nad 100 mg/ℓ jsou výjimečné. V pitných vodách ČR je průměrná koncentrace vápníku asi 50 mg/ℓ a průměrná koncentrace hořčíku asi 10 mg/ℓ, přičemž hmotnostní poměr Ca : Mg = 5,0 a látkový poměr Ca : Mg = 3,0). Průměrná souhrnná koncentrace Ca + Mg je asi 1,7 mmol/ℓ, což odpovídá tvrdosti 9,5°dGH.

Pro omezenou rozpustnost CaCO3 a CaSO4 nebývá ani v minerálních vodách překročena koncentrace vápníku 1 000 mg/ℓ. Vyšší koncentrace rozpuštěného vápníku může být v roztoku udržena jen při dostatečné koncentraci rozpuštěného oxidu uhličitého.

Hořčík je ve vodách obvykle méně zastoupen než vápník. Běžné jsou hmotnostní poměry Ca : Mg kolem 4.

Ve spojitosti s vápníkem a hořčíkem se v hydrochemii hovoří někdy o tzv. tvrdosti vody. Označení "tvrdost vody" však neodpovídá svým významem správnému popisu vlastností vody a je obtížné přesně definovat různé druhy tvrdosti, proto se od tohoto názvu již upouští. Pojmem "tvrdost vody" jsou totiž vápníku a hořčíku chybně přisouzeny stejné chemické i biologické vlastnosti, což však neodpovídá skutečnosti. Proto je správnější hodnotit vliv vápníku a hořčíku vždy samostatně. Původně se pod pojmem "tvrdost vody" označovaly všechny ionty kovů s vyšším nábojovým číslem, které se nepříznivě projevovaly v užitkových vodách ("tvrdost" určovala všechny látky, které srážely mýdlo, včetně železa a manganu). Později se prosadilo spíše hledisko analytické, tzv. "tvrdost" je dána součtem koncentrací buď Ca + Mg + Sr + Ba, nebo jen Ca + Mg. Někdy se nesprávně přičleňovaly anionty ke kationtům a rozlišovala se tvrdost chloridová, síranová a dusičnanová, což je představa zcela chybná. Rovněž zastaralé a v zásadě nesprávné jsou názvy tvrdost přechodná, stálá, uhličitanová a neuhličitanová. Stejně zastaralé je vyjadřování tvrdosti vody v německých, anglických, francouzských či amerických stupních, které mají rozdílné definice. Německý stupeň (°něm, °DH, °dH) byl definován jako koncentrace 10 mg CaO, resp. 7,2 mg MgO v 1 litru vody. Anglický stupeň (°Clark) byl definován jako koncentrace 14,3 mg CaCO3 v 1 litru vody. Francouzský stupeň byl definován jako koncentrace 10 mg CaCO3 v 1 litru vody a americký stupeň jako koncentrace 1 mg CaCO3 v 1 litru vody. Později byla tvrdost vyjadřována také v miligramekvivalentech (milivalech, mval) v 1 litru vody. Pro přepočty tvrdosti na koncentrace vyjadřované v látkovém množství platí vztahy: 1 mmol/ℓ = 2 mval/ℓ = 5,6°něm = 7,02°angl = 10°franc = 100°amer.

Pojem "tvrdost vody" není nezbytný a udržuje se spíše z tradičních důvodů. Dřívější dělení pitné vody podle "celkové tvrdosti" bylo čistě empirické a nemělo žádný vztah k jejím vlastnostem. Používaly se tyto názvy umožňující rámcovou představu o jakosti vody pro pitné účely: voda velmi měkká = 0-4°něm (0-0,72 mmol/ℓ), měkká = 4-8°něm (0,72-1,43 mmol/ℓ), středně tvrdá = 8-12°něm (1,43-2,14 mmol/ℓ), dosti tvrdá = 12-18°něm (2,14-3,21 mmol/ℓ), tvrdá = 18-30°něm (3,21-5,35 mmol/ℓ) a velmi tvrdá = >30°něm (>5,35 mmol/ℓ).

Obsah vápníku a hořčíku může mít vliv i na vývoj ryb. Například doporučené koncentrace Ca + Mg pro chov pstruha duhového by měly být min. 0,4 mmol/ℓ (2,2°něm).

V požadavcích na jakost pitné vody v ČR patří vápník a hořčík mezi látky, jejichž přítomnost je v pitné vodě žádoucí. Doporučená hodnota pro Ca + Mg je 2,0 až 3,5 mmol/ℓ (11-20°něm), mezní hodnota (minimální) pro Ca je 30 mg/ℓ a pro Mg 10 mg/ℓ a doporučená hodnota pro Ca 40-80 mg/ℓ a pro Mg 20-30 mg/ℓ. Nutno dodat, že tyto hodnoty vycházejí z nároků lidí, nikoli rostlin.

Vápník i hořčík patří také mezi ukazatele jakosti povrchových vod. Obecný imisní standard je pro vápník 250 mg/ℓ a pro hořčík 150 mg/ℓ.

Hliník

V přírodě je hliník rozšířen ve formě hlinitokřemičitanů (živců, slíd a produktů jejich zvětrávání). Hliník se také dostává z půdy do roztoku při výrazném okyselení. Ve vodách se hliník vyskytuje buď rozpuštěný, nerozpuštěný nebo organická vázaný. Iontová podoba hliníku (Al3+) převažuje ve vodě teprve při hodnotách pH pod 4,5. Při hodnotách pH nad 8,5 převažují aniontové hydroxokomplexy. Při mírně kyselém pH převažují kationtové hydroxokomplexy a při neutrálním či mírně zásaditém pH převažuje hydratovaný oxid hlinitý ve formě sraženiny Al(OH)3.

Podle očekávání hliník významně komplexují huminové látky, komplexační schopnost značně závisí na hodnotě pH vody. K maximální tvorbě komplexů s huminovými látkami dochází obvykle kolem hodnoty pH 6. V přírodních vodách s hodnotami pH v rozmezí asi 4 až 5 se komplexační kapacita pohybuje od několika desetin až do 1,5 mmol Al na 1 g huminových látek, resp. v jednotkách mmol Al na 1 g organického uhlíku. Při hodnotách pH pod 3,5 bývá již schopnost huminových látek vázat hliník zanedbatelná, maxima bývá dosaženo při hodnotách pH kolem 6 a při vyšším pH opět komplexační schopnost klesá. Bylo prokázáno, že komplexy hliníku s huminovými látkami se mohou rozkládat fotochemickou cestou a uvolňovat tak toxičtější iontové formy hliníku do prostředí. Mezi toxické formy hliníku se obvykle řadí Al3+, [Al(OH)]2+ a [AlSO4]+, mezi netoxické formy patří komplexy s huminovými látkami, křemičitanové komplexy nebo koloidně dispergované formy.

Pro přepočet látkových koncentrací na hmotnostní platí vztahy:

1 mg Al = 37,062 µmol 1 µmol = 26,98 mg Al

Hliník se vyskytuje ve vodách v rozpuštěné nebo nerozpuštěné formě, jako anorganicky nebo organicky vázaný. Ve vodě z nádrží a jezer bývá zjištěn poměr mezi koncentrací celkového a "rozpuštěného" hliníku asi 1,5 až 3,8 (průměr je asi 2,6). Vyšší koncentrace hliníku se podle očekávání nacházejí především v kyselých vodách. Koncentrace hliníku v prostých podzemních a povrchových vodách se pohybují obvykle jen v setinách až desetinách mg/ℓ. V pitných vodách ČR podzemního nebo povrchového původu byla podle starších údajů průměrná koncentrace hliníku asi 0,15 mg/ℓ. Podle novějších údajů je průměrná koncentrace asi jen 0,04 mg/ℓ.

Současné požadavky na jakost pitné vody v ČR uvádějí pro koncentraci hliníku mezní hodnotu 0,2 mg/ℓ, pro balené kojenecké a pramenité vody byla tato mezní hodnota snížena až na 0,05 mg/ℓ.

Hliník je rovněž toxický pro ryby, což se může projevit především v kyselých vodách. Při pokusech s plůdkem pstruha duhového bylo zjištěno, že koncentrace asi 0,5 mg/ℓ již výrazně snižuje růst těchto ryb, bezproblémové jsou koncentrace pod 0,1 mg/ℓ. Toxicita však značně závisí na hodnotě pH (v alkalickém prostředí se toxicita zvyšuje) a na formách existence hliníku. Na toxicitu hliníku působí také řada prvků antagonisticky (např. křemík, nebo Ca + Mg + K).

U hliníku byla prokázána také fytotoxicita. Předpokládá se negativní působení na kořenový systém rostlin, které přichází v úvahu v kyselých vodách s vyšší koncentrací hliníku.

Uvádí se, že nejcitlivější vodní organismy mohou být poškozovány koncentracemi hliníku nad asi 0,5 mg/ℓ, ve vodě určené pro chov ryb se doporučuje, aby jeho koncentrace nepřestoupila hodnotu 0,05 mg/ℓ. Toxicita však značně závisí na celkovém složení vody a hodnotě pH a může se podle podmínek lišit i řádově. V málo mineralizovaných vodách jsou účinky prokazatelnější než ve vodách více mineralizovaných.

Železo

Železo je obsaženo především v železných rudách (pyrit, krevel, magnetovec, limonit a siderit) a v malém množství také v řadě přírodních hlinitokřemičitanů. Pouhým rozpouštěním uvedených látek, aniž by docházelo k chemickým reakcím, se vody obohacují železem jen málo. Rozpouštění ale napomáhá přítomnost oxidu uhličitého a huminových látek (komplexace).

Železo je hlavním kovem tvořícím součást dnových sedimentů, jeho obsah se pohybuje v desítkách gramů na 1 kg sušiny a do kapalné fáze může přecházet v důsledku různých remobilizačních procesů → pokles pH (okyselení vody), redukce (sloučeniny kovů jsou zpravidla rozpuštnější v redukované formě), komplexace (komplexní sloučeniny s organickými látkami jsou v rozpustné formě), desorpce (souvisí s redukcí, kdy dochází k uvolňování dříve sorbovaných kovů), uvolňování z odumřelé biomasy.

Formy výskytu rozpuštěného a nerozpuštěného železa ve vodách závisejí na hodnotě pH, oxidačně-redukčním potenciálu a komplexotvorných látkách přítomných ve vodě.

V bezkyslíkatém (anoxickém) redukčním prostředí podzemních vod a v povrchových vodách u dna nádrží a jezer se vyskytuje železo v oxidačním stupni II (FeII), a to obvykle ve formě Fe2+, FeCO3, nebo Fe(OH)2.

Ve vodách obsahujících rozpuštěný kyslík je železo v oxidačním stupni III (FeIII) nejstabilnější formou výskytu. Mezi hlavní rozpuštěné formy FeIII ve vodách patří v závislosti na hodnotě pH částice Fe3+ (při pH <2), [Fe(OH)]2+ (při pH kolem 3), [Fe(OH)2]+ (při pH kolem 4-5), [Fe(OH)3] (při pH kolem 5-10) a [Fe(OH)4]- (při pH >10). Jednoduchý ion Fe3+ může tedy v roztoku převládat teprve při hodnotách pH pod 2.

Příklad složení forem výskytu FeIII ve vodě Rýn:

FeIIIµg/ℓ%
celkové železo407
    nerozpuštěné železo367,5
    rozpuštěné železo 39,5
        v pravém roztoku  1,6
            [Fe(OH)2]+  0,62(39%)
            [Fe(OH)3]  0,45(28%)
            [Fe(OH)4]-  0,21(13%)

Sloučeniny FeII se snadno oxidují na sloučeniny FeIII. Po oxidaci pak snadno hydrolyzují (hydrolýza solí = rozklad solí vodou) a postupně se z vody vylučují ve formě sraženin (nejčastěji jako hydratovaný oxid železitý).

Při větších koncentracích síranů či chloridů s nimi může tvořit železo(III) komplexy. Za přítomnosti fosforečnanů mohou vznikat rozpuštěné formy FePO4, [FeHPO4]+ nebo [Fe(H2PO4)]2+. V oxických podmínkách vzniká červenohnědá sraženina – hydratovaný oxid železitý (Fe2O3*xH3O) nebo amorfní FeO(OH) – a proto je možné udržet ve vodě jen velmi nízké koncentrace skutečně rozpuštěného železa v pravém roztoku (obvykle asi pod 60 µg/ℓ), pokud nejsou přítomné anorganické nebo organické komplexotvorné látky (jako huminové látky nebo cheláty).

Také mnoho organických látek má schopnost tvořit rozpustné komplexy s FeII a především FeIII, čímž lze také vysvětlit vyšší koncentrace rozpuštěných forem železa v přírodních vodách, než odpovídá teoretickému výpočtu. V přírodních vodách přichází v úvahu především tvorba komplexů s huminovými látkami a fulvokyselinami. Tato kompexace vede k rychlejší migraci železa v půdě. Bylo také zjištěno, že komplexy huminových látek se železem podléhají fotolýze a do prostředí se uvolňují jednoduché iontové formy (podobně jako u hliníku).

Kromě anorganických látek (sírany a chloridy oxidaci zpomalují, kdežto hydrogenuhličitany, Cu, Co a Mn proces urychlují) mají na rychlost oxidace FeII rozpuštěným kyslíkem ve vodě vliv i látky organické, především huminové látky a třísloviny, které oxidaci zpomalují, neboť mají komplexotvorné i redukční vlastnosti. Výsledkem komplexotvorných, oxidačně-redukčních a katalytických procesů je to, že v huminových vodách může přetrvávat v roztoku FeII i za přítomnosti rozpuštěného kyslíku poměrně dlouho. Vliv tříslovin je ještě výraznější než huminových látek, protože jsou silnějšími redukčními činidly.

Dalším faktorem ovlivňujícím oxidačně-redukční procesy je světlo, protože na redukci FeIII organickými látkami se pravděpodobně podílejí i fotochemické reakce. Například v některých jezerech byla pozorována během dne vzrůstající koncentrace FeII ve vodě v obdobích intezivního slunečního svitu, jako důsledek fotochemického reduktivního rozpouštění hydratovaného oxidu železitého. Tento proces byl výrazný zejména v kyselém prostředí.

Pro přepočet látkových koncentrací na hmotnostní platí vztahy:

1 mg Fe = 17,908 µmol 1 µmol = 55,847 mg Fe

V nízkých koncentracích je železo běžnou součástí přírodních i užitkových vod, většinou jako mikrokomponenta. Koncentrace železa obvykle převyšuje koncentraci manganu.

V atmosférických (tj. srážkových) vodách (zejména v oblastech s neznečištěnou atmosférou) jsou koncentrace železa velmi nízké. Průměrné koncentrace Fe ve srážkách v oblasti Čertova jezera (Šumava) se v letech 1992 až 1995 pohybovaly v rozmezí od 0,03 do 0,09 mg/ℓ. Poněkud vyšší koncentrace se vyskytují ve vodách z rašelinišť, pravděpodobně v důsledku přítomnosti vyšších koncentrací huminových látek.

V povrchových vodách se železo vyskytuje obvykle v obsahu setin až desetin mg/ℓ, voda většiny toků v ČR obsahuje průměrně méně než 0,5 mg/ℓ. V roce 1999 kolísaly v šesti profilech Labe koncentrace Fe od 0,20 do 0,48 mg/ℓ a průměrné koncentrace v pěti šumavských jezerech se pohybovaly v letech 1997-1998 od 0,07 do 0,14 mg/ℓ, část tohoto Fe byla organicky vázaná. V mořské vodě jsou koncentrace Fe v rozmezí 0,01 až 0,2 mg/ℓ.

U dna nádrží a jezer dochází k redukčním pochodům za vzniku FeII. Během jarní a podzimní cirkulace vody se FeII rozptyluje po celém objemu vody v nádrži, u povrchu se stykem s rozpuštěným kyslíkem oxiduje na FeIII a potom hydrolyzuje. Vyloučený hydratovaný oxid železitý (v podobě sraženiny) postupně sedimentuje, a tím dochází k úbytku železa v celém vodním sloupci. Pokud jsou u dna nádrže anoxické podmínky, redukuje se FeIII na FeII, které se snáze uvolňuje do roztoku, a koloběh se opakuje.

V podzemních vodách neobsahujících rozpuštěný kyslík se může vyskytovat rozpuštěné železo v oxidačním stupni II v koncentracích dosahujících i desítek mg/ℓ. Z těchto vod se obvykle již při pouhém protřepání (při němž se voda okysličí) vylučuje sraženina hydratovaného oxidu železitého. Ve vodách kyselých nebo obsahujících organicky vázané formy FeII k tomu však nedochází.

Ve většině minerálních vod se koncentrace železa pohybují řádově jen v jednotkách mg/ℓ. Minerální vody s koncentrací železa nad 10 mg/ℓ se nazývají železnaté.

V pitných vodách v osmi regionech ČR byly zjištěny tyto průměrné koncentrace železa a manganu (v mg/ℓ):

podzemní původpovrchový původ
Fe0,196 až 0,7230,036 až 0,453
Mn0,041 až 0,2090,014 až 0,136

V pitné vodě na výstupu z vodáren v ČR byla průměrná koncentrace železa 0,06 mg/ℓ a manganu 0,02 mg/ℓ. Je nutné však dodat, že v důsledku korozních procesů může být koncentrace železa ve vodovodní síti podstatně vyšší a u Fe může přesahovat i 1 mg/ℓ. Povrchové vody obsahují nižší koncentrace tchto prvků (Fe a Mn) než podzemní vody, protože se obvykle nacházejí v oxických podmínkách a dochází k oxidaci těchto prvků, následující hydrolýze a k vylučování tuhých fází (sraženin) FeIII a MnIII+IV. Pouze v redukčních anoxických nebo v anaerobních podmínkách mohou být koncentrace železa v povrchových vodách vyšší než ve vodách podzemních.

Železo zbarvuje žlutě až hnědě materiály, se kterými přichází do styku (v akváriu je to především filtr či filtrační náplně, ale i rostliny nebo živočichy, především pak jejich žábry) a ovlivňuje negativně i barvu a zákal vody. I nízké koncentrace FeII ve vodě mohou být příčinou nadměrného rozvoje železitých bakterií, jež pak ucpávají hadice či trubice od filtrace, a při jejichž odumírání voda zapáchá. Z uvedených (i dalších) důvodů je mezní hodnota železa v pitné vodě 0,2 mg/ℓ.

Obecným imisním standardem pro povrchové vody je koncentrace železa 2 mg/ℓ.

Železo je závadné ve vodě určené pro chov ryb, protože FeII se na alkalicky reagujících žábrách oxiduje a hydrolyzuje. Nerozpustné sloučeniny FeIII pak pokrývají žaberní lístky a snižují respirační plochu žaber, takže mohou ryby uhynout udušením. Někdy se na žábrách mohou rozvíjet i železité bakterie, které pak působí obdobně. Pro chov kaprovitých ryb lze doporučit, aby koncentrace rozpuštěného železa nepřekročila 0,2 mg/ℓ a pro chov lososovitých ryb 0,1 mg/ℓ.

Železo se může účastnit i fotochemických reakcích probíhajících v povrchových vodách. Například chelát EDTA, který bývá součástí rostlinných hnojiv, je biologicky těžko rozložitelný a za běžných podmínek přetrvává v prostředí velmi dlouho. Komplex EDTA s FeIII ale podléhá v povrchových vodách fotochemické transformaci, kdy se EDTA oxiduje a FeIII redukuje. Tato přímá fotolýza se týká i dalších hydrofilních organických látek (např. chelátů).

Mangan

Mangan doprovází obvykle železné rudy, ale přechází do vod také z půd a sedimentů. Mangan je z kovů druhou hlavní součástí dnových sedimentů, hned po železe, a jeho obsah se pohybuje řádově v jednotkách gramů na 1 kg sušiny.

Mangan se může vyskytovat ve vodách v rozpuštěné a nerozpuštěné formě, především v oxidačních stupních II, III a IV, a dále také organicky vázaný. V redukčních podmínkách za nepřítomnosti rozpuštěného kyslíku a jiných oxidačních činidel je nejstabilnější formou manganu ve vodě MnII, v kyselém a neutrálním prostředí převažuje z rozpuštěných forem jednoduchý hydratovaný kation [Mn(H2O)6]2+. V závislosti na hodnotě pH a složení vody se mohou vyskytovat různé komplexy. V neutrálním a slabě alkalickém prostředí je mangan přítomen převážně jako jednoduchý ion Mn2+ a jako iontový asociát [MnHCO3]+. Mangan v oxidačním stupni II je ve vodách obsahujících rozpuštěný kyslík nestabilní, zejména v alkalickém prostředí se rychle oxiduje, hydrolyzuje a vylučují se málo rozpustné sraženiny. MnII je tedy odolnější vůči oxidaci než FeII, ale naopak náchylnější k redukci. Komplexní formy MnII jsou proti oxidaci rozpuštěným kyslíkem odolnější než jednoduchý ion Mn2+, proto oxidace komplexních forem probíhá pomaleji. Velmi stabilní jsou komplexy manganu s některými organickými látkami (např. huminovými), které významně zpomalují rychlost oxidace; navíc se uplatňují i redukční vlastnosti huminových látek.

Pro přepočet látkových koncentrací na hmotnostní platí vztahy:

1 mg Mn = 18,202 µmol 1 µmol = 54,938 mg Mn

Zvýšená koncentrace železa v přírodních vodách je obvykle doprovázena i zvýšenou koncentrací manganu. Manganu bývá obvykle méně než železa. Vzhledem k omezené rozpustnosti MnCO3, Mn(OH)2 a vyšších hydratovaných oxidů manganu převyšuje jeho koncentrace ve vodách zřídka hranici 1 mg/ℓ. Koncentrace v podzemních vodách jsou vyšší než ve vodách povrchových, kde probíhají oxidační procesy. Obvykle jde o koncentrace v setinách až desetinách mg/ℓ. Pokud se týká povrchových vod, pak byly v pěti šumavských jezerech nalezeny průměrné koncentrace manganu 17-41 µg/ℓ. V roce 1999 byla průměrná koncentrace manganu v Labi 0,11 mg/ℓ, v sedimentovatelných plaveninách u Děčína byla nalezena koncentrace 3 640 mg/kg. V pitné vodě na výstupu z vodáren v ČR byly nalezeny průměrné koncentrace manganu pohybující se kolem 0,02 mg/ℓ.

Mangan obsažený v sedimentech nádrží může být při poklesu oxidačně-redukčního potenciálu v anoxických až anaerobních podmínkách uvolněn zpět do vody.

Obdobně jako u železa se kromě chemické oxidace manganu ve vodách významně uplatňuje i jeho biochemická oxidace manganovými bakteriemi. Nadměrný rozvoj manganových bakterií může být příčinou zarůstání vodovodního potrubí jejich biomasou.

V požadavcích na jakost pitné vody v ČR je uvedena mezní hodnota 0,05 mg/ℓ.

Měď

Zinek

Křemík

Bor

Nekovy ve vodách

Sloučeniny chloru

Sloučeniny bromu

Sloučeniny síry

Sloučeniny fosforu

Přírodním zdrojem fosforu ve vodách je rozpouštění a vyluhování některých půd, minerálů a zvětralých hornin. Obsah fosforu v půdách se pohybuje v rozmezí od 400 do 1 200 mg/kg. Nezanedbatelným zdrojem anorganického fosforu jsou i fosforečná hnojiva a zdrojem anorganického i organického fosforu je fosfor obsažený v živočišných odpadech (tuhých výkalech ryb) nebo krmivu. Zdrojem fosforu organického původu je rozkládající se biomasa fytoplanktonu a zooplanktonu usazující se na dně jezer, nádrží a toků. Sloučeniny fosforu se dostávají do povrchových vod i z atmosférických srážek.

Celkový fosfor ve vodách se dělí na rozpuštěný a nerozpuštěný. Rozpuštěný a nerozpuštěný fosfor se dále dělí na anorganicky vázaný a organicky vázaný. Rozpuštěný anorganicky vázaný fosfor se dále dělí na orthofosforečnanový a polyfosforečnanový. Termín orthofosforečnany označuje obvykle tzv. rozpuštěný reaktivní fosfor.

Vědecké výzkumy ukázaly, že fytoplankton je schopen využívat nejenom rozpuštěný orthofosforečnanový fosfor, ale rovněž orthofosforečnany adsorbované na povrchu nerozpuštěných látek. Proto byl zaveden ještě termín "biologicky dostupný (využitelný) fosfor", který zahrnuje jak rozpuštěné orthofosforečnany, tak i orthofosforečnany volně vázané na nerozpuštěných látkách.

Nerozpuštěný anorganicky vázaný fosfor je tvořen různými fosforečnany Ca, Mg, Fe, Al aj., buď volně dispergovanými, nebo chemicky či sorpčně vázanými na jiných anorganických nebo organických nerozpuštěných látkách a sedimentech. Nerozpuštěný organicky vázaný fosfor je přítomen v různých organismech jako fosfolipidy, fosfoproteiny, nukleové kyseliny, fosforylované polysacharidy aj.

Rozpuštěný anorganicky vázaný fosfor se může vyskytovat ve vodách ve formě jednoduchých nebo komplexních orthofosforečnanů nebo polyfosforečnanů v iontové nebo neiontové formě. Z orthofosforečnanů se vyskytují např. tyto jednoduché nebo komplexní formy: PO43-, HPO42-, H2PO4-, [CaHPO4], [MgHPO4], [FeHPO4]+, [CaPO4]- aj. Při hodnotách pH v rozmezí 2 až 7 převládají z orthofosforečnanů ionty H2PO4-, při pH v rozmezí 7 až 12 převládají ionty HPO42-. Ionty PO43- se počínají významněji uplatňovat teprve při hodnotách pH vyšších než 12. Z polyfosforečnanů se ve vodách vyskytují zejména difosforečnany a trifosforečnany v jednoduchých nebo komplexních formách.

Fosforečnany tvoří málo rozpustné sloučeniny s většinou kovů ve vodách, výjimkou jsou alkalické kovy (Li, Na, K, Rb, Cs).

Hmotnostní koncentrace sloučenin fosforu ve vodách se v akvaristice udávají většinou v iontové formě PO43-, což ale není příliš vhodné ani správné, protože tato forma se v akváriích prakticky nevyskytuje (viz výše). Ideální by bylo vyjadřovat koncentraci fosforu ve formě prvku (P), a ještě lepší by bylo používat přitom látkové (nikoli hmotnostní) koncentrace. Bude ale trvat asi ještě hodně dlouho, než to akvaristé pochopí.

Pro přepočet látkových koncentrací na hmotnostní platí vztahy:

1 mg P = 3,066 mg PO4 = 32,29 µmol 1 µmol P = 30,974 µg P = 94,97 µg PO4
1 mg P = 2,291 mg P2O5 ← archaické označení používané v zemědělské literatuře a na hnojivech
1 mg PO4 = 0,326 mg P = 10,53 µmol 

Vzhledem k tvorbě málo rozpustných fosforečnanů s Ca, Mg, Fe, Al apod. a vzhledem k jejich významné chemisorpci na tuhých fázích (hlinitokřemičitanech, hydratovaných oxidech kovů, sedimentech) se fosforečnany vyskytují v přírodních a užitkových vodách jen ve velmi nízkých koncentracích, jen výjimečně převyšujících 1 mg/ℓ. V oblasti šumavských jezer byla v roce 2000 ve srážkových vodách zjištěna průměrná koncentrace celkového fosforu 20 µg/ℓ, avšak v jezerní vodě jen 6 µg/ℓ. V neznečištěných podzemních vodách mohou být koncentrace orthofosforečnanového fosforu i nižší než 10 µg/ℓ. V labské vodě u Děčína byla v roce 2000 průměrná koncentrace orthofosforečnanového fosforu 0,14 mg/ℓ s maximem 0,22 mg/ℓ a s minimem 0,05 mg/ℓ. Průměrná koncentrace celkového fosforu byla 0,22 mg/ℓ s maximem 0,32 mg/ℓ a minimem 0,13 mg/ℓ. V oligotrofních jezerech a nádržích se nacházejí koncentrace celkového fosforu pod 10 µg/ℓ, avšak v eutrofních i přes 100 µg/ℓ (tj. 0,1 mg/ℓ). Průměrná koncentrace fosforu v mořské vodě je 70 µg/ℓ. Průměrná koncentrace orthofosforečnanového fosforu v pitných vodách podzemního i povrchového původu v osmi regionech ČR byla 0,1 mg/ℓ. Průměrná celková koncentrace fosforu ve splaškových vodách některých měst ČR je asi 5 mg/ℓ (tento údaj se již blíží hodnotám používaným při metodě hnojení Estimative Index).

Chemie srážení fosforečnanů je poměrně komplikovaná, protože při tom nevznikají jen jednoduché sloučeniny, ale uplatňuje se i sorpce a koprecipitace, takže vzniklé sraženiny nemívají jednoduché složení. Fosforečnany se mohou srážet hliníkem, železem, vápníkem i hořčíkem. Pro naše účely postačí, když řekmene, že v běžných podmínkách, jaké panují v rostlinných akváriích, obvykle k dokonalému vysrážení fosforu z vody většinou nedochází. Pokud dojde k tvorbě sraženin, část fosforu (ve formě přístupné pro rostliny) ve vodě většinou zůstane.

Sloučeniny fosforu mají významnou úlohu v přírodním koloběhu látek. Jsou nezbytné pro nižší i vyšší organismy, které je přeměňují na organicky vázaný fosfor. Po uhynutí a rozkladu organismů se fosforečnany opět uvolňují do prostředí. Zvlášť významně se fosforečnany uplatňují při růstu zelených organismů (rostlin, řas a sinic). Proto bývá jejich koncentrace ve vodě nádrží a jezer nejnižší v letním období, kdy probíhá intenzivní fotosyntetická asimilace.

Fosforečnany jsou zdravotně nezávadné a v požadavcích na jakost pitné vody, balených vod a užitkové vody nejsou uvedeny.

Fosfor má klíčový význam pro eutrofizaci povrchových vod (přestože to zastánci metody Estimative Index zcela nesmyslně popírají). Vzhledem k eutrofizaci je celkový fosfor uveden jako ukazatel přípustného znečištění povrchových vod. Obecný imisní standard pro celkový fosfor je 0,2 mg/ℓ. Pro povrchové vody používané pro vodárenské účely je imisní standard 0,1 mg/ℓ. Přísnější limity jsou pro vody užívané ke koupání a pro lososovité ryby. Povrchové vody nádrží a jezer s koncentrací rozpuštěného reaktivního fosforu pod 10 µg/ℓ lze považovat za oligotrofní, nad 100 µg/ℓ již za hypertrofní.

Sloučeniny dusíku

Oxid uhličitý

Hodnoty pH, neutralizační kapacita, tlumivá kapacita

Vápenato-uhličitanová rovnováha

Plyny rozpuštěné ve vodách

Organické látky ve vodách

Chemická spotřeba kyslíku

Biochemická spotřeba kyslíku

Huminové látky

Komplexotvorné látky (cheláty)

Druhy vod

Vody lze rozlišovat podle původu, výskytu a použití. Podle původu se dělí na přírodní a odpadní. Podle výskytu se přírodní vody dělí na atmosférické, povrchové a podzemní. Podle použití se rozeznává voda pitná, provozní a odpadní.

Přírodní vody

Atmosférické vody

Základní chemické složení srážek odpovídá z kvalitativního hlediska základnímu složení podzemních a povrchových vod, i když jsou zde určité rozdíly kvantitativní a rozdíly v poměrech mezi jednotlivými kationty a anionty. Hlavní závadnou látkou způsobující acidifikaci přírodních vod jsou sloučeniny síry (zejména SO2) spolu se sloučeninami dusíku (především oxidy dusíku a amoniakální dusík).

Průměrné složení srážkových vod v ČR v letech 1995 a 2000 (vybrané ukazatele):

UkazatelJednotka19952000
hodnota pH4,454,65
NH4+mg/ℓ1,210,94
NO3-mg/ℓ2,582,74
SO42-mg/ℓ4,002,17

Chemické složení srážek v ČR v roce 1994 (průměr z devíti stanic):
(Hodnota pH kolísala od 3,6 do 5,2 a průměrná hodnota byla asi 4,5.)
Stanovenímg/ℓ
Ca1,77
Mg0,70
Na0,38
K0,35
NH4+1,81
SO42-4,39
Cl-2,63
NO3-3,63
NO2-0,02
PO43-0,27
Fe0,077
Mn0,012
Zn0,056
Si0,37
celková
mineralizace (TDS)
16,47
Na rozdíl od většiny podzemních a povrchových vod jsou hydrogenuhličitany ve srážkových vodách vždy minoritní nebo nejsou vůbec analyticky dokazatelné, i když jsou přítomny v nepatrných rovnovážných koncentracích.
Hodnotu pH atmosférických vod ovlivňuje nejen oxid uhličitý a jeho iontové formy, ale i další složky, jejichž vliv bývá dominující (např. oxidy síry a dusíku, amoniakální dusík). Hodnotu pH může zvyšovat amoniakální dusík a hydrogenuhličitany. Hodnota pH destilované vody, která je v rovnováze s atmosférickým CO2, je asi 5,6. V oblastech s neznečištěnou atmosférou se pohybuje pH srážek v rozmezí od 5,5 do 6,0.
Ve většině srážkových vod pocházejících ze znečištěných oblastí bývá průměrná koncentrace celkového CO2 asi 0,1 až 0,3 mmol/ℓ (= 4,4 až 13,2 mg/ℓ).
Průměrné koncentrace látek v podkorunových srážkách a srážkách se spadem na otevřené ploše v oblasti Plešného jezera na Šumavě v roce 2000:
(Všechny hodnoty jsou v mg/ℓ s výjimkou hodnoty pH.)
StanoveníSrážkyPodkorunové srážky
pH4,914,59
Ca0,180,63
Mg0,030,14
Na0,220,38
K0,171,26
NH4+0,4170,60
N-NH4+0,340,49
NO3-1,503,5
N-NO3-0,340,79
Norg0,150,37
Pcelk0,0110,29
SO42-1,052,10
Cl-0,320,50
Alcelk0,0060,015
Si0,0020,07
DOC0,89,0
Podkorunové srážky jsou tvořeny vodou odkapávající z povrchu rostlin a vodou propadající mezerami v koruně stromů. V podstatě jsou podkorunové srážky kyselejší a koncentrace všech látek jsou u nichž vyšší než u srážek na otevřené ploše, což se týká i nutrientů (N, P), protože dochází k interakci s usazenými či vyloučenými látkami zadrženými v koruně stromů i na jejich kmenech.

Alekinovo rozdělení přírodních vod podle
celkové mineralizace:
Třídamg/ℓ
velmi málo mineralizovanédo 100
málo mineralizované100 až 200
středně mineralizované200 až 500
se zvýšenou mineralizací500 až 1000
vysoko (velmi) mineralizovanénad 1000

 
 
Celková mineralizace srážkových vod v oblastech bez antropogenního (= člověkem způsobeného) znečištění se pohybuje nejvýše v několika jednotkách mg/ℓ a často bývá menší než 1 mg/ℓ. V oblastech s antropogenním (= člověkem způsobeným) znečištěním atmosféry bývá průměrná celková mineralizace obvykle vyšší než 10 mg/ℓ.


Podzemní vody

Z hlediska obecného chemického složení podzemních vod lze vyslovit asi tyto závěry:

Teplota většiny pramenů a mělkých podzemních vod se pohybuje kolem 10°C. Hodnota pH se pohybuje nejčastěji v rozmezí asi od 5,5 do 7,5. Celková mineralizace bývá u prostých podzemních vod obvykle vyšší než 100 mg/ℓ a pohybuje se ve stovách mg/ℓ. Podzemní vody se liší od vod srážkových a povrchových vyššími koncentracemi volného oxidu uhličitého a jeho iontových forem, protože parciální tlak CO2 v půdním vzduchu a v horninovém prostředí je vyšší než v atmosféře. V prostých podzemních vodách, pokud pocházejí z hlubších horizontů, je obvykle koncentrace volného CO2 v jednotkách až desítkách mg/ℓ. Pokud se týká poměrného zastoupení aniontů a kationů, pak dominujícím kationtem v podzemních vodách je nejčastěji vápník, méně často sodík nebo hořčík, přičemž poměrně často bývá sodík zastoupen více než hořčík. Na posledním místě je draslík, pouze výjimečně může draslík převládat nad sodíkem. Na rozdíl od srážkových vod nad ostatními kationty nikdy nepřevažuje NH4+, který je zde v minoritním zastoupení. Dominujícím aniontem bývají nejčastěji hydrogenuhličitany, méně často sírany, teprve na dalším místě bývají chloridy (jejich koncentrace se však mohou v jednotlivých typech vod značně lišit). Dusičnany bývají významnou součástí podzemních vod z mělkých vrtů, které nejsou dostatečně chráněny před antropogenním (= člověkem způsobeným) znečištěním (např. vody z mělkých vrtů v kvartérních sedimentech obsahují dusičnany v desítkách mg/ℓ). Naopak vody z hlubokýich vrtů v sedimentech svrchní křídy obsahují obvykle koncentrace dusičnanů pod 1 mg/ℓ. Pokud jde o koncentrace kovů, tak koncentrace železa a manganu bývá obecně vyšší než ve vodách povrchových, přičemž koncentrace železa obvykle převyšuje koncentraci manganu. Koncentrace hliníku se pohybují obvykle jen v setinách mg/ℓ.

Tickelův graf pro chemické složení vody

← Tickelův kruhový graf pro vodu o složení: Ca 2,5 mmol/ℓ, Mg 1,0 mmol/ℓ, Na 1,0 mmol/ℓ, K 0,5 mmol/ℓ, HCO3- 8 mmol/ℓ, SO42- 2,5 mmol/ℓ, Cl- 0,5 mmol/ℓ a NO3- 0,2 mmol/ℓ.

Do úsečky byly vyneseny koncentrace jednotlivých složek v mmol/ℓ (lze pracovat také s hmotnostními koncentracemi). Vyšrafovaná plocha je mírou celkové mineralizace v mmol/ℓ. Tento typ grafu je velmi názorný a umožňuje rychlou orientaci o převládajících složkách a celkové mineralizaci. Podle potřeby lze do grafu zahrnout i další složky (např. Si, NH4+).


Povrchové vody

Povrchové vody se dělí na vody kontinentální a vodu mořskou. My se zde budeme zabývat pouze vodou kontinentální, neboť vodu mořskou ve sladkovodní akvaristice nepoužíváme. Kontinentální povrchové vody jsou jednak tekoucí (vodní toky), jednak stojaté (jezera, nádrže, rybníky). Kontinentální povrchové vody vznikají z vody podzemní a atmosférické. Pokud jako zdroj převažují vody atmosférické, je povrchová voda z nich vznikající jen málo mineralizovaná. Základním kvalitativním složením se povrchové vody od podzemních vod příliš neliší, rozdíly jsou v poměrném zastoupení jednotlivých složek. Chemická rozmanitost je u většiny povrchových vod menší než u vod podzemních. Zatímco podzemní vody jsou často v anoxickém stavu a obsahují větší koncentrace CO2, u povrchových vod je tomu opačně. Povrchové vody obsahují rozpuštěný kyslík a jen malé koncentrace oxidu uhličitého (pouze v hypolimniu stojatých vod bývají anoxické podmínky, event. i vyšší koncentrace CO2 v důsledku biologického rozkladu organických látek). Dále se liší obsahem organických látek. Podzemní vody bývají v důsledku infiltrace půdou a horninovým prostředím jen málo organicky znečištěny. Naproti tomu povrchové vody nejsou před antropogenním (= člověkem způsobeným) znečištěním přirozeným způsobem chráněny a koncentrace organických látek v nich může být značná. Některé typy povrchových vod mohou mít vyšší obsah organických látek i z přírodních zdrojů (např. některé přítoky Amazonky, v nichž je vysoký obsah huminových látek způsoben vysokou mírou dekompozice rostlinného materiálu).

Tekoucí povrchové vody

Příklady chemického složení tekoucích povrchových vod (průměrné hodnoty z roku 2000 v mg/ℓ s výjimkou hodnoty pH, konduktivity a KNK):
UkazatelVltava
(Vyšší Brod)
Vltava
(Libčice)
Bílina
(Ústí n/L.)
Jizera
(H.Sytová)
Labe
(Děčín)
rozpuštěný kyslík8,810,58,010,08,6
BSK5 (BOD5)3,13,212,31,64,0
ChSKMn (CODMn)5,95,912,86,18,1
ChSKCr (CODCr)21,121,742,216,325,6
TOC9,68,515,17,012,0
DOC6,06,810,76,27,4
pH7,37,77,67,47,9
nerozpuštěné látky5,31246,34,625,6
Fecelk0,310,361,280,340,87
Mncelk0,060,091,350,020,15
N-NH40,070,074,20,050,30
N-NO20,0060,020,410,010,06
N-NO30,483,015,850,984,1
Pcelk0,050,190,390,050,22
Cl-4,319,5145,55,035,2
SO42-9,843,6280,816,479,7
Ca6,838,698,812,456,4
Mg3,18,127,32,011,0
Na3,114,399,16,328,5
K1,14,915,21,36,4
KNK4,5 (mmol/ℓ)0,331,082,80,391,74
HCO3-20,165,9170,823,8106,1
konduktivita (mS/m)6,530,0109,09,851,4
celk. mineralizace5220087160,0343

V tabulce jsou zahrnuty jak poměrně čisté vody (Vltava-Vyšší Brod, Jizera-Horní Sytová), tak i vody značně znečištěné (Vltava-Libčice, Labe-Děčín, Bílina-Ústí nad Labem).

Podrobné údaje o složení tekoucích povrchových vod v ČR lze nalézt na webových stránkách ČHMÚ (www.chmi.cz).

Celková mineralizace vod bývá v rozmezí 100 až 500 mg/ℓ. Hodnoty blížící se 500 mg/ℓ nebo přesahující tuto hodnotu jsou výjimečné. Velmi malou mineralizaci, pod 100 mg/ℓ, mívají vody na horních částech toků, vody vzniklé táním sněhu nebo vody protékající oblastmi vyvřelých hornin. Koncentrace nerozpuštěných látek se pohybuje u čistých toků obvykle v jednotkách mg/ℓ. V období povodní se zvětšuje na desítky až i stovky mg/ℓ v důsledku splachu látek z okolní půdy. Koncentrace rozpuštěného kyslíku závisí na teplotě, tlaku, koncentraci biologicky rozložitelných organických látek a fotosyntéze. U neznečištěných toků činí obvykle 85-95% nasycení. V letním období bývají koncentrace rozpuštěného kyslíku 8-12 mg/ℓ a v zimním období 6-8 mg/ℓ. V tocích organicky znečištěných (s vysokými hodnotami BSK5) může ale koncentrace rozpuštěného kyslíku v důsledku rozkladných biologických procesů poklesnout, v extrémním případě až na nulovou hodnotu. Naopak k přesycení vody kyslíkem může dojít například v důsledku fotosyntetické asimilace organismů (rostlin, řas a sinic). Koncentrace rozpuštěného kyslíku by měla být vyšší než 6 mg/ℓ.

Na rozdíl od podzemních vod je v povrchových vodách koncentrace volného oxidu uhličitého velmi nízká. Oxid uhličitý pochází jednak z atmosféry, jednak vzniká disimilací vodních rostlin a biologickým rozkladem organických látek. Proto koncentrace rozpuštěného CO2 je obvykle poněkud vyšší, než odpovídá rovnovážné koncentraci vzhledem k parciálnímu tlaku CO2 v atmosféře.

Hodnota pH neznečištěných povrchových vod se pohybuje v rozmezí asi od 6,0 do 8,5 a je dána uhličitanovým systémem. V povrchových vodách z rašelinišť obsahujících huminové látky klesá někdy hodnota pH i pod 4,0. Převládajícím homogenním tlumivým systémem tekoucích povrchových vod je uhličitanový systém, ostatní nebývají významné.

Hydrogenuhličitany jsou zpravidla dominujícím aniontem. Na druhém místě jsou zpravidla sírany, na třetím pak chloridy. Koncentrace amoniakálního dusíku bývají větší než v podzemních vodách (v čistých tocích dosahují setin až deseting mg/ℓ a ve znečištěných až jednotek mg/ℓ). Pokud jde o dusičnanový dusík, v čistých povrchových vodách jsou jeho koncentrace malé (obvykle pod 1 mg/ℓ), avšak ve znečištěných vodách mohou přesahovat i 10 mg/ℓ. Koncentrace fosforečnanového fosforu se obvykle pohybují jen v setinách až desetinách mg/ℓ, protože s Ca, Mg, Fe, Al a jinými kovy se tvoří málo rozpustné fosforečnany. Kromě toho se také adsorbují na nerozpuštěných látkách a sedimentech. Na rozdíl od podzemních vod je v povrchových vodách koncentrace železa a manganu malá, protože za oxických podmínek dochází k oxidaci na FeIII a MnIII-IV, k následné hydrolýze a vylučování velmi málo rozpustných hydratovaných oxidů. Vyšší koncentrace se tedy nemohou ve vodě udržet. Za oxických podmínek, obvyklých v tekoucích vodách, proto koncentrace Fe nebo Mn nepřesahuje 1,0 mg/ℓ. Vápník je obvykle dominujícím kationtem. Na druhém místě se vyskytuje obvykle sodík a na třetím místě hořčík, což bývá v podzemních vodách málo obvyklé. Draslík je z kationtů až na posledním místě. Další významnou anorganickou komponentou povrchových vod je křemík, protože podmiňuje možnost nadměrného rozvoje rozsivkových vodních květů a tím přispívá k eutrofizaci.

UkazatelSlapyŠtěchovice
min.max.průměrmin.max.průměr
karboxylové kyseliny (jako DOC)0,23,01,30,26,01,4
močovina0,00,450,080,00,410,15
huminové látky2,28,14,23,26,14,3
ligninsulfonany3,09,05,52,59,05,1
aminokyseliny0,050,630,280,0470,6650,337
Všechny hodnoty v mg/ℓ

Organické látky v povrchových vodách jsou jednak přírodního původu (huminové látky a produkty životní činnosti vodních organismů), jednak původu antropogenního (ze splaškových a průmyslových odpadních vod a ze zemědělství). Pro čisté povrchové vody se hodnoty ChSKMn a BSK5 pohybují jen v jednotkách mg/ℓ, avšak ve znečištěných vodách i v desítkách mg/ℓ. V povrchových vodách mohou být závazným problémem specifické organické látky, které nelze běžnou vodárenskou technologií zcela odstranit (především uhlovodíky, organické halogenderiváty, fenoly, tenzidy a pesticidy). Z ostatních organických látek, které nejsou z ekotoxikologického hlediska významné, je nutné jmenovat především huminové kyseliny. Životní činností vodních organismů běžně přítomných v povrchových vodách vznikají také rozpustné polymery obsahující sacharidy, aminocukry, uronové kyseliny a aminokyseliny a tvoří asi 10% veškerých organických látek některých povrchových vod.

UkazatelPěknáČ.BudějoviceLibčiceZelčín
BSK52,13,04,44,72
ChSKCr14,82821,825,7
TOC7,48,89,610,4
DOC6,07,07,37,6
pH7,17,38,17,7
KNK4,50,250,561,41,43
vápník7,314,135,041,3
hořčík1,84,09,611,3
sodík3,27,118,219,1
draslík1,02,35,87,03
hydrogenuhličitany15,2534,1685,487,2
sírany7,123,353,366,5
chloridy5,38,323,825,2
fosfor celkový0,050,100,270,34
N-NH4+0,030,080,840,83
N-NO3-0,821,83,334,35
S výjimkou pH a KNK4,5 (mmol/ℓ) jsou všechny hodnoty v mg/ℓ.

V důsledku reakce povrchových vod s horninami geologického podloží a znečišťování městskými, průmyslovými a zemědělskými odpady se během toku (od horního směrem k dolnímu toku) zvětšuje celková mineralizace i obsah organických látek v povrchových vodách. Příklad chemického složení vltavské vody na horním, středním a dolním toku (od Šumavy až po ústí do Labe) je uveden v tabulce nalevo (←).

Složka1892197619941999
Ca34,057,76767,4
Mg5,09,69,110,1
Na9,734,620,021,5
K4,47,76,06,1
Fe0,90,430,30,7
HCO3-120,097,9130122
SO42-19,0104,010077,3
Cl-9,141,03128,4
NO3-2,016,02219,0
Si4,94,3

Jde o průměrné hodnoty ukazatelů z roku 2000. Uvedené ukazatele pode očekávání vykazují patrný vzrůstající trend, s výjimkou hodnot pH, a to pro anorganické i organické látky. Zvětšuje se rovněž tlumivá kapacita vody. Patrný je i vzrůst koncentrace živin, sloučenin dusíku a fosforu, což vede k nárůstu eutrofizace. Výraznější změny koncentrací železa a manganu během roku nelze očekávat, protože jsou ovlivněny srážecími rovnováhami (proto nejsou v tabulce uvedeny).

Dlouhodobé změny v jakosti povrchových vod ilustruje tabulka napravo (→) na příkladu průměrného chemického složení labské vody v Lovosicích.

Vlivem přísunu nečistot se porušuje biologická rovnováha v povrchových vodách a jejich schopnost samočištění. Na samočištění (tj. schopnosti vodního útvaru samovolnými biologickými a chemickými procesy eliminovat určité množství znečišťujících látek a získat tak svou původní čistotu) se podílejí fyzikální procesy (sedimentace, koagulace, odvětrání), chemické procesy (neutralizace, oxidace, redukce, srážení, fotochemický rozklad) a aerobní a anaerobní biologické procesy (biologická oxidace organických látek, methanizace). Znečištění vody v tocích se projevuje kromě jiného také poškozením biologického stavu biocenózy (tj. biologického společenstva rostlin, živočichů a mikroorganismů) a změnami fyzikálních a chemických vlastností.

Imisní standardy vybraných ukazatelů přípustného znečištění povrchových vod (obecné požadavky):
č.UkazatelJednotkaPožadavek
Kyslíkový režim
1rozpuštěný kyslíkmg/ℓ>6
2biochemická spotřeba kyslíku (BSK5)mg/ℓ6
3chemická spotřeba kyslíku (ChSKCr)mg/ℓ35
4celkový organický uhlík (TOC)mg/ℓ13
Živiny
5celkový fosfor (Pc)mg/ℓ0,2
6celkový dusík (Nc)mg/ℓ8,0
7volný amoniak (NH3)mg/ℓ
8amoniakální dusíkmg/ℓ0,5
9dusitanový dusíkmg/ℓ
10dusičnanový dusíkmg/ℓ7,0
Základní chemické složení (všeobecné ukazatele)
12teplota vody°C25
13reakce vody (hodnota pH)6-8
16nerozpuštěné látkymg/ℓ30
17chloridymg/ℓ250
19síranymg/ℓ300
20vápníkmg/ℓ250
21hořčíkmg/ℓ150
22železomg/ℓ2,0
23manganmg/ℓ0,5
Jednotlivé prvky
107borµg/ℓ500
109hliníkµg/ℓ1 500
112kobaltµg/ℓ7,0
113měďµg/ℓ25
114molybdenµg/ℓ35
115niklµg/ℓ40
122zinekµg/ℓ160
Podle Nařízení vlády č. 229/2007 Sb.
Mezní hodnoty tříd jakosti vody podle ČSN 75 7221 (výběr ukazatelů) z roku 1998:

I.třída:neznečištěná voda
II.třída:mírně znečištěná voda
III.třída:znečištěná voda
IV.třída:silně znečištěná voda
V.třída:velmi silně znečištěná voda

UkazatelI.třídaII.třídaIII.třídaIV.třídaV.třída
BSK5<2<4<8<15≥15
ChSKCr<15<25<45<60≥60
amoniakální dusík (N-NH4)<0,3<0,7<2<4≥4
dusičnanový dusík (N-NO3)<3<6<10<13≥13
    dusičnany (NO3)<13<27<44<58≥58
celkový fosfor<0,05<0,15<0,4<1,0≥1,0
rozpuštěný kyslík>7,5>6,5>5,0>3,0≤3,0
konduktivita (mS/m)<40<70<110<160≥160
sírany<80<150<250<400≥400
chloridy<100<200<300<450≥450
vápník<150<200<300<400≥400
hořčík<50<100<200<300≥300
železo<0,5<1<2<3≥3
mangan<0,1<0,3<0,5<0,8≥0,8
zinek<0,015<0,05<0,1<0,2≥0,2
měď<0,05<0,02<0,05<0,1≥0,1
ChSKMn<6<9<14<20≥20
TOC<7<10<16<20≥20
Není-li uvedeno jinak, jsou hodnoty v mg/ℓ.

Stojaté povrchové vody

Jezera jsou přírodní vodní nádrže. Umělým zahrazením vodních toků vznikají nádrže a rybníky. Od toků se jezera a nádrže odlišují hloubkou a dobou průtoku. Je v nich v podstatě stagnující voda, doba průtoku se pohybuje od několika desítek dnů do více než jednoho roku. Voda po přítoku do nádrže mění své fyzikální, chemické a biologické vlastnosti.

Složení stojatých vod v jezerech a nádržích se v některých ukazatelích během roku i při změnách klimatických podmínek značně mění. Proto není možné postihnout jakost vody jen na základě omezeného počtu sledování a je nezbytné provádět dlouhodobý monitoring, a proto údaje o chemickém složení stojatých vod je nutné vyhodnocovat velmi obezřetně.

O celkové mineralizaci platí přibližně totéž co u tekoucích vod. Vody jezer v horských a vysokohorských oblastech mívají celkovou mineralizaci někdy i pod 10 mg/ℓ. Pokud se týká stojatých vod nádrží, blíží se jejich celková mineralizace tekoucím povrchovým vodám. Stejně jako v tekoucích povrchových vodách, tak také ve stojatých vodách je dominujícím kationtem zpravidla vápník, následovaný sodíkem a v další pořadí pak hořčíkem a draslíkem. Dominující anion závisí na stupni acidifikace stojaté vody. U neacidifikovaných vod dominují hydrogenuhličitany a u acidifikovaných sírany. V některých případech se mohou vyskytovat významné koncentrace dusičnanů. Dusitany a amoniakální dusík jsou zastoupeny jen v malé míře.

Příklady průměrného chemického složení vod některých jezer a nádrží:
UkazatelPopradské plesoSlavkovské plesonádrž Slapynádrž Římov
pH6,64,77,67,2
Ca3,140,7722,413,9
Mg0,1840,175,93,4
Na0,3860,44810,37,3
K0,1370,2933,52,4
HCO3-3,05047,631,7
SO42-4,414,8931,321,2
Cl2-0,320,25813,86,5
NO32-2,570,0110,257,0
NO2-0,090,056
NH4+0,010,010,040,083
Pcelk0,050,029
DOC5,254,82
ChSKCr20,917,0
celk. mineralizace14,216,85145,293,6
Hodnoty jsou v mg/ℓ, s výjimkou pH.

Oxid uhličitý se běžně v povrchových vodách nestanovuje. Jeho koncentrace se může v letním období při intenzivním slunečním svitu a za přítomnosti většího množství zelených organismů (rostlin, řas a sinic) ve svrchní vrstvě stojaté vody fotosyntézou snížit téměř k nule. V zimě, kdy fotosyntéza klesá, a v noci, kde zcela ustává, probíhá naopak disimilace spojená s produkcí CO2. Proto se koncentrace CO2 ve svrchní vrstvě během 24h mění. Koncentrace CO2 se však mění i v různých vrstvách hlubších nádrží → např. v nádrži Slapy byla koncentrace CO2 ve svrchní vrstvě vody jen 3,6 mg/ℓ, zatímco u dna až 14 mg/ℓ. Kromě atmosféry a disimilace je dalším zdrojem CO2 biologický rozklad organických látek. S těmito koncentračními změnami CO2 je spojena i změna hodnot pH během dne. Při intenzivní fotosyntetické asimilaci může po vyčerpání volného CO2 vzrůst hodnota pH vody nad 8,3. U vod s malou tlumivou kapacitou a při nadměrném rozvoji fotosyntetizujících organismů může hodnota pH vzrůst i nad 9,5. V takovém případě se může nepříznivě projevit vyšší koncentrace amoniakálního dusíku, protože z jeho forem existence počíná převažovat toxická nedisociovaná molekula NH3. Uvedené změny vápenato-uhličitanové rovnováhy mohou vést k vylučování kalcitu (CaCO3), event. i ke spolusrážení sloučenin fosforu. Vylučování CaCO3 bývá poměrně častým jevem v létě ve více mineralizovaných a eutrofizovaných stojatých vodách. V období letní stagnace může dojít v horních vrstvách nádrží v důsledku vyčerpání volného CO2 a vzrůstu hodnoty pH k přesycení vody kalcitem, který se vylučuje a sedimentuje a kromě toho se někdy usazuje na vegetaci. Koncentrace celkového fosforu se ve stojatých vodách příliš neliší od koncentrací v tekoucích vodách. Koncentrace rozpuštěných forem se v nádržích obvykle pohybují v setinách až desetinách mg/ℓ, v čistých šumavských jezerech jen v jednotkách µg/ℓ. Vzhledem k malé rozpustnosti fosforečnanů kovů nepřicházejí koncentrace nad 1 mg/ℓ v úvahu. Koncentrace amoniakálního a dusitanového dusíku se pohybují běžně v setinách až desetinách mg/ℓ. Dusičnany se vyskytují v koncentracích v jednotkoách mg/ℓ, výjimečně i přes 10 mg/ℓ.

Analýza vod některých šumavských rašelinišť:
UkazatelRokytecká
slať
Tříjezerní
slať
Vrchová
slať
Chalupská
slať
pH4,094,434,284,00
Ca0,230,300,270,78
Mg0,080,080,080,26
Na0,180,290,130,50
K0,100,250,120,33
NH4+0,240,200,440,20
SO42-2,651,831,925,56
Cl-0,270,570,180,94
NO3-0,030,030,030,03
Fe0,140,150,820,24
Mn0,0050,0100,0140,016
Al0,050,0240,0230,096
celk.mineralizace3,983,734,038,95
Hodnoty jsou v mg/ℓ, s výjimkou pH.

Organické látky se dostávají do nádrží z přítoku a splachem z okolní půdy a vznikají také metabolickou činností, odumíráním a rozkladem fytoplanktonu a zooplanktonu. V nádržích značně eutrofizovaných může podíl organických látek připadajících na rozklad biomasy činit 30-90% z celkových organických látek ve vodě. Organické znečištění stojatých vod se může pohybovat v širokém rozmezí, protože závisí na tom, zda jde o horská jezera, nebo o nádrže s různým stupněm eutrofizace. V šumavských jezerech se pohybují hodnoty DOC obvykle do 5 mg/ℓ a hodnoty ChSKCr do 10 mg/ℓ, stejně jako v tatranských jezerech. V relativně málo znečištěných nádržích bývají hodnoty DOC do 10 mg/ℓ a hodnoty ChSKCr do 20 mg/ℓ. Organické látky ve vodách nádrží a jezer podléhají fotochemické transformaci, což se týká i huminových látek. Dochází jednak k jejich oxidaci až na CO2, jednak k jejich štěpení na nízkomolekulární látky, které většinou podléhají snáze biologické degradaci, což vede k větší mikrobiální aktivitě.

Kyselost způsobená huminovými látkami je ve svých důsledcích rozdílná od kyselosti způsobené minerálními látkami. Například huminové látky komplexují toxické kovy přítomné v acidifikovaných vodách ve větších koncentracích, a snižují tak jejich toxicitu pro vodní organismy. Tyto vody bývají proto více "oživeny", než kdyby stejný vzrůst kyselosti podle hodnot pH a KNK4,5 byl způsoben minerálními kyselinami.

Mezi nepřímé příčiny acidifikace patří především nitrifikace, která probíhá jen v oxických podmínkách. Ustává ale již při hodnotách pH asi pod 5,5, takže tento vliv nemůže být příčinou kyselosti vod s hodnotami pod 5.

Chemické složení stojatých vod se mění zejména ve směru vertikálním a do určité míry i ve směru horizontálním v závislosti na průtoku vody v nádrži. Mění se nejen během ročních období, ale i v průběhu dne. Tyto změny jsou vyvolány změnou teploty, koncentrace rozpuštěného kyslíku a oxidu uhličitého, chemickými a biochemickými procesy (nitrifikací, denitrifikací, oxidací a redukcí sloučenin síry), srážecími a rozpouštěcími procesy, adsorpcí a desorpcí. Změny závisejí především na hodnotách oxidačně-redukčního potenciálu (ORP) a hodnotě pH vody.

Pro produkci biomasy řas platí podle empirického vzorce stechiometrický poměr C : N : P = 106 : 16 : 1. Během fotosystézy se N a P vyčerpávají ve svrchních vrstvách vody přibližně v uvedeném poměru a naopak při rozkladu biomasy řas se uvolňují zpět do vody. Z 1 mg P se může vytvořit asi 115 mg biomasy řas v jednom cyklu.

Obecně platí, že jakost vody bývá u dna nádrží zpravidla podstatně horší než ve svrchních vrstvách, protože u dna hlubších nádrží panují obvykle anoxické, redukční podmínky a zároveň je zde nižší pH, při kterých dochází k rozpuštění a uvolňování sloučenin kovů a zvyšování jejich koncentrací, rozkladu biomasy, denitrifikaci, desorpci kovů a sloučenin P, a také redukci síranů a srážení sulfidů.

Eutrofizace

Pod pojmem eutrofizace se rozumí růst obsahu minerálních živin (nutrientů), především sloučenin fosforu a dusíku (v dalším pořadí jde také o křemík, který je nezbytný pro růst rozsivek), následkem toho dochází ke zvýšenému rozvoji fotosyntetizujících organismů, především sinic a řas, a tím ke zhoršení jakosti vody. Kromě sloučenin fosforu a dusíku mohou být dalším limitujícím faktorem eutrofizace také oxid uhličitý a jeho iontové formy, protože sinice a řasy mají pravděpodobně schopnost získávat CO2 pro fotosyntézu i rozkladem hydrogenuhličitanů. Eutrofizace se projevuje především ve stojatých vodách. Nejčastěji užívanými kritérii pro určení stupně eutrofizace nádrží a jezer a jejich projevů je koncentrace celkového fosforu nebo lépe rozpuštěného reaktivního fosforu a koncentrace chlorofylu-a (míra množství fytoplanktonu). Mezi další ukazatele lze zařadit průhlednost vody a koncentraci kyslíku. Oligotrofní voda (nádrž, jezero, tok) je voda chudá na živiny, s malou produkcí producentů (rostlin, řas a sinic), konzumentů (perlooček, ryb a dalších živočichů) a destruentů (bakterií). Eutrofní voda je voda bohatá na živiny, s velkou produkcí producentů, konzumentů a destruentů.

Přísun anorganických živin, zejména sloučenin fosforu a dusíku, porušuje biologickou rovnováhu ve vodě, vede k intenzivnější produkci a za určitých podmínek dochází k přemnožení fytoplanktonu. Typickým příznakem eutrofizace je změna kvantity společenstva fytoplanktonu (zejména sinic a řas), který má krátkou generační dobu, a proto je dobrým indikátorem změn ve vodním prostředí. Stav, kdy se sinice a řasy nahromadí v masách těsně u hladiny, se označuje jako vodní květ.

Pro produkci biomasy je třeba, aby byl splněn stechiometrický poměr C : N : P = 106 : 16 : 1. Limitujícím faktorem biologické produkce se může stát kterýkoliv z těchto prvků, jehož koncentrace klesne pod požadovanou hodnotu (podle pravidla minima). Je-li ve vodě N : P > 16 (vyjádřeno jako molární poměr), je limitujícím prvkem fosfor, je-li N : P < 16, limituje růst fytoplanktonu dusík. Ve většině nádrží v ČR je poměr N:P podstatně větší než 16, proto je fosfor považován za klíčový faktor eutrofizace.

Mezní koncentrace sloučenin fosforu a dusíku ve vodě, při nichž by nedocházelo k tvorbě vegetačního zbarvení nebo vodního květu, nelze určit přesně, protože závisejí na podmínkách v dané nádrži nebo jezeře, na složení vody, na klimatických podmínkách, na teplotě, na nadmořské výšce aj. V oligotrofních nádržích a jezerech se vyskytuje orthofosforečnanový fosfor v koncentracích asi od 0,01 do 0,04 mg/ℓ a v eutrofních nádržích a jezerech dosahují jeho koncentrace i desetin mg/ℓ. Podle některých údajů lze vody podle koncentrace fosforečnanového fosforu (P-PO4) v µg/ℓ zařadit do následujících kategorií:

Trofický stavP-PO4
(µg/ℓ)
PO43-
(mg/ℓ)
ultraoligotrofní<4<0,01
oligotrofní4 až 100,01-0,03
mesotrofní10 až 350,03-0,11
eutrofní35 až 1000,11-0,31
hypertrofní>100>0,31

Poznámka: Akvária provozovaná podle metody Estimative Index (EI), do nichž se mají týdně přidávat 3 mg/ℓ PO43-, a kde tedy trvalá koncentrace fosforečnanů může při týdenní výměně 50% vody teoreticky vystoupat až na 4,5 mg/ℓ, už patří (dle těchto kritérií) svou povahou a jakostí spíše mezi odpadní (splaškové) vody. V přírodě vody s takto vysokými koncentracemi živin nemají obdoby (nepočítáme-li vody znečištěné lidskou činností).

Imisní standard přípustného znečištění povrchových vod celkovým fosforem (P-PO4) je koncentrace 0,2 mg/ℓ a pro vody používané pro vodárenské účely imisní standard činí 0,1 mg/ℓ.


Dnové sedimenty

Část nerozpuštěných látek ve vodě je vodou unášena a část jich sedimentuje. Dnový sediment je kal, který se usadil na dně nádrží, jezer a toků. Tvoří jej různé anorganické a organické látky a organismy. V oligotrofních jezerech a nádržích se tvoří vrstva dnových sedimentů v tloušťce řádově několik mm. V eutrofních jezerech a nádržích bývá tento roční přírůstek větší (kolem 1-2 cm). Až do hloubky asi 30 cm prosakuje do sedimentu povrchová voda. Díky tomu jsou v sedimentech zadržovány různé anorganické a organické látky (zpravidla adsorpcí). Z těchto látek jsou nejdůležitější kovy, toxické organické látky a nutrienty, tj. sloučeniny fosforu a dusíku.

Příklad chemického složení dnových sedimentů
ze tří vodárenských nádrží na Slovensku:
Ukazatel (jednotka)MinimumMaximumPrůměr
organický podíl (%)2,4613,075,26
uhličitany (%)11,2534,620,3
Ncelkový (g/kg)2,546,864,54
Pcelkový (g/kg)0,331,51,03
hodnota pH6,657,57,15
ORP (mV)-188-246-210
S výjimkou hodnoty pH a ORP se údaje vztahují na sušinu.

Sorpční schopnost sedimentů závisí na chemickém složení sedimentu, na zrnitosti jeho frakcí a na okolních podmínkách (hodnotě pH, oxidačně-redukčním potenciálu). Významnou sorpční schopnost vykazují především jílové minerály, křemičitany a humáty. Čím menší jsou částice sedimentů, tím je jejich sorpční schopnost větší. Měrný povrch dnových sedimentů v tocích a nádržích se pohybuje asi v rozmezí 8-22 m2/g.

Reakce dnových sedimentů byla přibližně neutrální, s převládajícími anorganickými látkami. Z hlediska oxidačně-redukčních podmínek se sedimenty nacházely v anaerobních podmínkách nebo na hranici podmínek anoxických. Bylo zjištěno, že z obsahu celkového fosforu připadá asi 16-40% na rozpuštěný reaktivní fosfor využitelný fytoplanktonem.


Složení dnových sedimentů čtyř šumavských jezer:
Ukazatel (jednotka)MinimumMaximumPrůměr
hodnota pH6,16,26,15
ztráta žíháním sušiny (%)55,365,764,0
Pcelkový (g/kg)1,84,02,6
železo (g/kg)10,033,423,1
hliník (g/kg)39,847,643,0
vápník (g/kg)1,52,72,2
S výjimkou hodnoty pH a ORP se údaje vztahují na sušinu.

Analyzována byla svrchní vrstva v tloušťce 5 cm. Sedimenty jsou slabě kyselé s významným zastoupením organických látek, které tvoří více než polovinu sušiny sedimentu. Vyšší koncentrace uhličitanů nebyly prokázány. Dnové sedimenty šumavských jezer jsou tvořeny převážně různými málo rozpustnými humáty kovů (především hliníku) a organickým detritem. Proto ztráta žíháním je pro sedimenty poměrně velká, související s vysokým obsahem organického uhlíku. Fosfor pochází především z geologického podloží a je vázán převážně adsorpcí na humátech.


Příklad složení svrchní vrstvy sedimentů (0-1 cm)
ve 37 tatranských jezerech:
PrvekMinimumMaximumPrůměr
C18,02408,34124,90
N1,4040,8811,06
P0,563,901,89
Ca0,526,412,85
Mg0,905,013,06
K0,592,191,45
Al6,2150,1831,30
Fe3,3587,1322,34
Mn0,0534,281,76
Údaje jsou v g/kg.

Obdobné údaje byly zjištěny i v eutrofních jezerech. Sušina sedimentů byla asi 10% se ztrátou žíháním asi 12%, obsahem uhlíku 50 g/kg a dusíku 6,5 g/kg. Obsah železa byl 7 g/kg, manganu 2,2 g/kg a hliníku 1,5 g/kg. Z celkové koncentrace fosforu v sušině asi 1,5 g/kg připadalo na fosfor organicky vázaný asi 0,2 g/kg. Vysoký byl obsah křemíku v sušině (pravděpodobně v důsledku sedimentace odumřelých rozsivek), na který připadalo asi 50 g/kg. Přibližně asi 25-30% celkového fosforu a převážná část křemíku bylo vázáno na minerální podíl sedimentu, a nepodílelo se tudíž na chemických a biologických tranformacích.

V pražské aglomeraci bylo zjištěno, že ztráta žíháním sedimentů z nádrží se pohybovala v rozmezí asi 17-29%, avšak u sedimentů z potoků jen asi 2,3-16%, což svědčí o jejich podstatně menším organickém zatížení.


Koncentrace vybraných kovů a celkového fosforu v sušině
sedimentů ve 12 profilech Labe v roce 2001:
UkazatelMinimumMaximumPrůměr
Cu0,060,310,14
Fe18,9045,7030,97
Mn0,156,211,30
Ni0,030,100,05
Zn0,252,280,78
Pcelkový1,205,002,88
Údaje jsou v g/kg.

Fosforečnany a křemičitany jsou v sedimentech vázány především na hydratované oxidy Fe a Al sorpcí. Jde o kompetitivní adsorpci. Vyšší koncentrace křemíku mohou potlačovat adsorpci fosforečnanů a naopak. Za aerobních podmínkek jsou v půdní vodě nízké koncentrace fosforu i křemíku, avšak za anaerobních podmínek tyto koncentrace značně vzrůstají, zejména pak koncentrace fosforu. Na dnových sedimentech se značně sorbují především kovy, takže jimi sedimenty bývají značně znečištěny. Nejvíce jsou zastoupeny železo, mangan a zinek. Koncentrace fosforu jsou v porovnání se sedimenty vodárenských nádrží a sedimenty šumavských jezer poměrně vysoké, což je způsobeno především znečištěním ze splaškových vod v povodí Labe.

V sedimentech probíhají biochemické, chemické a fyzikálně chemické procesy. Z chemických procesů je nutné jmenovat srážení, rozpouštění, oxidaci, redukci a komplexaci. Z fyzikálně chemických procesů příchází v úvahu adsorpce, desorpce a difúze. Protože jsou dnové sedimenty osídleny bakteriemi i vyššími organismy, probíhají v nich také procesy biochemické, ve svrchních vrstvách procesy aerobní, ve spodních pak anoxické až anaerobní.

Abiotické a biotické procesy probíhající v sedimentech závisejí na tom, zda se vrstva sedimentu nachází v aerobních, anoxických nebo anaerobních podmínkách (což lze zjistit pomocí měření ORP). Pokud je povrchová vrstva sedimentu v anoxických až anaerobních podmínkách, dochází v ní k redukci FeIII na FeII a ze sedimentu se mohou v závislosti na hodnotě pH uvolňovat fosforečnany. Pokud povrchová voda obsahuje rozpuštěný kyslík, nachází se zpravidla svrchní vrstva sedimentu v aerobních podmínkách, kde může probíhat např. nitrifikace, oxidace sulfidické síry, aerobní rozklad organických látek aj. Hlubší vrstvy sedimentu bývají v podmínkách anoxických až anaerobních, kde může probíhat např. denitrifikace, redukce síranů na sulfan a sulfidy a anaerobní rozklad organických látek za vzniku methanu.

Dnové sedimenty tedy mohou z hlediska sorpčních a desorpčních procesů zadržovat řadu toxických látek a nutrienty, avšak za jiných podmínek opět tyto látky zpětně uvolňovat do vodního sloupce.

Pitná voda

Pitnou vodou je veškerá voda v průvodním nebo upraveném stavu, která je určena k pití, vaření, přípravě jídel a nápojů. Zdroje pitné vody jsou buď podzemní nebo povrchové. Nejkvalitnějším zdrojem pitné vody jsou vody podzemní. Průměrná celková mineralizace pitných vod v ČR se v roce 1982 pohybovala kolem 313 mg/ℓ, přičemž nejmenší průměrnou celkovou mineralizaci měly vody jihočeského regionu (156 mg/ℓ) a největší vody středočeského regionu (506 mg/ℓ).

Chemický rozbor vyrobené pitné vody v ČR v roce 2005
(vybrané ukazatele, řazeno abecedně):
UkazatelJednotkaMinimumMaximumMedián
amonné iontymg/ℓ0,0010,7470,025
borµg/ℓ0,0524050
dusitanymg/ℓ00,550,005
dusičnanymg/ℓ0,0510812,3
hliníkmg/ℓ01,480,02
hořčíkmg/ℓ0,594,88,7
ChSKMnmg/ℓ0,01100,86
chlor volnýmg/ℓ02,20,50
chloridymg/ℓ2013821,4
konduktivitamS/m1,014137,2
manganmg/ℓ00,70,015
měďmg/ℓ00,750,01
niklmg/ℓ0,001
pH5,19,67,6
sírany (SO42-)mg/ℓ0,833062
sodíkmg/ℓ0,6410911,1
vápníkmg/ℓ26649
Ca + Mgmmol/ℓ0,15132,41
železomg/ℓ0,0017,10,06

Jedná se o výstup (průměrné hodnoty) z vodáren zásobujících oblasti s více než 5 000 osobami. V průměru převládá z kationtů vápník, následovaný sodíkem a hořčíkem. Pořadí aniontů je následující: hydrogenuhličitany, sírany, chloridy a dusičnany.

Poznámka: Složení pitné vody u spotřebitele se může lišit od složení vody na výstupu z vodárny (během dopravy vody v potrubí totiž dochází k různým chemickým a biochemickým procesům). Jakost vody u spotřebitele bývá horší, než v jaké byla vyrobena v úpravně vody. Nejčastěji dochází ke změnám v zákalu, barvě, hodnotě pH, konduktivitě, v koncentraci železa, anorganických forem dusíku, aktivního chloru, ChSK, DOC aj.

Při vyšších koncentracích amoniakálního dusíku v pitné vodě, za přítomnosti kyslíku a dostatečné době zdržení vody v distribuční síti může dojít k rozvoji nitrifikačních mikroorganismů a k nitrifikaci amoniakálního dusíku. Za podmínek nitrifikace v distribuční síti bývá často nitrifikace neúplná a hromadí se zde dusitany, někdy až v koncentracích vyšších než 1 mg/ℓ, což je nebezepečné nejen z hlediska jakosti pitné vody, ale i z hlediska zdraví ryb a jiných vodních živočichů.

Celkové organické znečištění zdrojů povrchové
vody používané pro úpravu na vodu pitnou pro Prahu:
UkazatelVltavaŽelivkaJizera
ChSKMn2,041,700,63
ChSKCr6,434,401,02
DOC2,03,00,5
Údaje jsou v mg/ℓ

Poznámka: Jednoduchým testem, jak si ověřit, jestli akvarijní testy na stanovení amoniakálního dusíku a fosforečnanů fungují, je změřit s nimi koncentraci těchto látek v moči. Koncentrace amoniakálního dusíku (N-NH4) v moči je asi 380 mg/ℓ a koncentrace fosforečnanů (jako P) asi 800 mg/ℓ.

Přehled ukazatelů kráceného rozboru vzorku pitné vody:
Mikrobiologické a biologické ukazateleChemické ukazatele
Escherichea coli
koliformní bakterie
Clostridium perfringens*
počty kolonií při 22°C
počty kolonií při 36°C
Pseudomonas aeruginosa*
mikroskopický obraz (abioseston)*
mikroskopický obraz (počet organismů)*
mikroskopický obraz (živé organismy)*
amonné ionty
barva
dusičnany
dusitany
hliník*
volný aktivní chlor*
ChSKMn nebo TOC
chuť
konduktivita
mangan*
pach
pH
zákal
železo
Ukazatele označené hvězdičkou (*) se stanovují pouze v některých případech.
UkazatelLimitTyp limitu
amonné ionty0,005NHM
bor1,0NMH
dusičnany50NMH
dusitany0,5NMH
hliník0,2MH
hořčík>10DH
chloridy100MH
chlor volný0,3MH
konduktivita (mS/m)125MH
mangan0,05MH
měď1,0NMH
nikl0,02NMH
pH6,5-9,5MH
sodík200MH
sírany250MH
vápník>30MH
vápník40-80DH
Ca + Mg (mmol/ℓ)2,0-3,5DH
železo0,2MH
ChSKMn3,0MH
TOC5,0MH

← Přehled vybraných fyzikálních a chemických ukazatelů z Vyhlášky Ministerstva zdravotnictví č. 252/2004 Sb. a vyhlášky č. 187/2005 Sb., kterou se stanoví hygienické požadavky na pitnou vodu.

MH = mezní hodnota
NMH = nejvyšší mezní hodnota
DH = doporučená hodnota

Není-li uvedeno jinak, jsou údaje v mg/ℓ.

Mezi ukazatele s nejvyšší mezní hodnotou (NMH) patří všechny látky vysloveně toxické povahy nebo indikující fekální znečištění.

Pro vápník a hořčík mezní hodnota představuje minimum a platí pro vody, u kterých je při úpravě uměle snižován jejich obsah.

Voda v rybářství (voda pro chov ryb)

Jakost vody pro rybářství je nutno posuzovat nejenom z hlediska jejího přímého působení na ryby, ale i z hlediska podmínek zaručujících vývin potravy pro ryby. Odolnost různých druhů ryb se velmi liší, proto se přípustné koncentrace udávají skupinově, zvlášť pro kaprovité a vzlášť pro lososovité ryby.

Požadavky na jakost vody pro chov ryb podle Směrnice EU:
UkazatelJednotkaRyby lososovitéRyby kaprovité
teplota°C≤21,5≤28
přírůstek teploty po smísení°C<1,5<3
rozpuštěný kyslíkmg/ℓ≥9,0≥7,0
hodnota pH6 až 96 až 9
nerozpuštěné látkymg/ℓ≤25≤25
BSK5mg/ℓ≤3,0≤6,0
dusitany (NO2-)mg/ℓ≤0,6≤0,9
nedisociovaný amoniak (NH3)mg/ℓ≤0,025≤0,025
amonné ionty (NH4+)mg/ℓ≤1,0≤1,0
aktivní chlormg/ℓ≤0,005≤0,005
celkový zinekmg/ℓ≤0,03≤1,0
rozpuštěná měďmg/ℓ≤0,04≤0,04
European Community. Council Directive 78/659/EEC of 18th July 1978. Quality of Fresh
Waters Needing Protection or Improvement in Order to Support Fish Live.

Optimální teplota pro vývoj a růst kaprovitých ryb je 18-28°C a pro vývoj lososovitých ryb 8-16°C. Nebezpečná je především náhlá změna teploty. K teplotnímu šoku může dojít při teplotním rozdílu větším než 12°C. Náhlé teplotní změny asi do 3°C nejsou významné.

Jednou z hlavním podmínek je dostatečná koncentrace rozpuštěného kyslíku, který ryby potřebují k dýchání. Velmi náročné jsou lososovité ryby (optimální koncentrace kyslíku nad 9 mg/ℓ), méně náročné jsou kaprovité ryby (optimální koncentrace asi nad 7 mg/ℓ). Příznaky dušení u lososovitých ryb lze pozorovat při koncentraci kyslíku pod 3 mg/ℓ a u kaprovitých ryb asi pod 2 mg/ℓ. Je nutné brát v úvahu, že stojaté vody mohou být ve dne asimilační činností zelených organismů kyslíkem přesyceny, avšak v noci může jejich disimilační činností dojít ke značnému poklesu jeho koncentrace. Obecně platí, že pokud koncentrace rozpuštěného kyslíku klesne pod 6 mg/ℓ, je nutné zkoumat, zda tato situace nebude mít škodlivé důsledky na vyrovnaný vývoj rybí populace.

Protože rozpuštěný kyslík se spotřebovává rozkladem organických látek, bývá ve vodách určených pro chov ryb stanovena limitní hodnota ChSK, BSK5, popř. TOC. Pro chov kaprovitých (lososovitých) ryb se obvykle požaduje ChSKMn pod asi 25 (10) mg/ℓ a BSK5 6 (3) mg/ℓ.

Optimální je rozmezí hodnot pH asi od 6,0 do 9,0, za mezní lze považovat hodnoty pH 5 a pH 10. Hodnota pH se může projevit i nepřímo, ovlivněním acidobazické rovnováhy amoniakálního dusíku, sulfidické síry a dusitanů.

Amoniakální dusík ve vodě škodí zejména jako nedisociovaný amoniak NH3, který je pro ryby silně toxický. Ionty NH4+ jsou podstatně méně škodlivé, protože žaberní epitel je pro ně nepropustný, zatímco molekuly NH3 jím pronikají poměrně snadno. Pokud amoniakální dusík pronikl do krve a tkání, ovlivňuje negativně Krebsův cyklus, zvětšuje se koncentrace kyselin mléčné a pyrohroznové. Intoxikace ryb amoniakem se projevuje negativními účinky na nervový systém. Přípustná koncentrace NH3 pro lososovité i kaprovité ryby je asi 0,025 mg/ℓ a doporučuje se, aby cílová hodnota byla ≤0,005 mg/ℓ. Tyto hodnoty pro volný amoniak mohou být v průběhu dne jen krátkodobě překročeny, koncentrace v desetinách mg/ℓ jsou již letální. Příznivě působí přesycení vody kyslíkem. Naproti tomu přípustné koncentrace amonných iontů (NH4+) jsou podstatně vyšší, měly by být pod 1 mg/ℓ, ale dočasně lze připustit až 2,5 mg/ℓ. Cílová hodnota pro lososovité ryby je ≤0,04 mg/ℓ a pro kaprovité ≤0,2 mg/ℓ.

Kromě amoniakálního dusíku působí toxicky na ryby rovněž dusitany, neboť se vážou v krvi na hemoglobin za vzniku methemoglobinu. Doporučuje se, aby koncentrace dusitanů pro kaprovité ryby nebyla vyšší než 0,9 mg/ℓ a pro lososovité než 0,6 mg/ℓ.

Naproti tomu dusičnany jsou pro ryby jen málo toxické. Pro lososovité ryby se někdy udává přípustná koncentrace NO3- asi 20 mg/ℓ a pro kaprovité ryby asi 80 mg/ℓ.

Toxicky působí na ryby nedisociovaný sulfan, disociované formy sulfidické síry (HS- a S2-) jsou podstatně méně škodlivé. Za neškodnou se považuje koncentrace sulfanu asi 0,002 mg/ℓ. Letální koncentrace pro lososovité ryby je asi 0,4 mg/ℓ.

Vliv oxidu uhličitého se projevuje přímo i nepřímo. Nepřímý účinek spočívá v ovlivnění uhličitanové rovnováhy, a tím v ovlivnění hodnoty pH. Přímý negativní účinek se projevuje jak při nadbytku volného CO2 ve vodě, tak při jeho nedostatku, protože může dojít k poruchám acidobazických rovnováh v krvi (a acidóze nebo alkalóze). Za vhodné pro ryby se považují koncentrace volného oxidu uhličitého asi od 1 mg/ℓ do 20 mg/ℓ.

Aktivní chlor je pro ryby silně toxický, a to již v koncentraci řádově v desetinách mg/ℓ. Při dlouhodobém působení by koncentrace aktivního chloru ve vodě neměla být vyšší než 0,1 mg/ℓ, avšak bezpečné koncentrace jsou podstatně nižší a pohybují se v tisícinách mg/ℓ. Pro lososovité i kaprovité ryby se udává hodnota ≤0,003 mg/ℓ jako Cl2, resp. ≤0,005 mg/ℓ jako HClO. Tato koncentrace platí pro hodnoty pH 6. Při vyšších hodnotách pH může být koncentrace vyšší.

Toxicita kovů závisí značně na jejich formách výskytu. Toxicky působí především jednoduché iontové formy, kdežto komplexně vázané formy jsou méně škodlivé. To se projevuje zejména u kovů s významnou komplexační schopností. Typických příkladem je měď, jejíž toxicita pro ryby velmi závisí na složení vody. U vod silně znečištěnými huminovými látkami je převážná část mědi komplexována a projevuje se podstatně méně toxicky. Kromě toho směsi kovů mívají často synergické účinky a v takových případech je obtížné jednoznačně určit jejich mezí koncentraci ve vodě. Zajímavým kovem je zinek, který je podstatně toxičtější pro ryby než pro člověka, a proto jsou koncentrace zinku v povrchových vodách limitovány přísněji než ve vodě pitné. Údaje o přípustných koncentracích kovů ve vodách pro chov ryb se proto značně liší. Přípustné koncentrace mědi a zinku závisejí na koncentraci vápníku a hořčíku. Jestliže je jejich celková koncentrace 1 mmol/ℓ (5,6°dGH), pak se předpokládá, že přípustná celková koncentrace mědi pro lososovité a kaprovité ryby by měla být nižší než 0,04 mg/ℓ a přípustná koncentrace zinku pro kaprovité ryby ≤1,0 mg/ℓ a pro lososovité ≤0,3 mg/ℓ. V případě velmi málo mineralizovaných vod mohou být přípustné hodnoty až desetkrát nižší.

Na každý 1 g živé váhy ryb připadámg/den
spotřeba kyslíku4,8
produkce ChSKCr~1920
produkce BSK5~288
produkce amoniakálního dusíku~4,8
produkce fosforu~0,48
produkce nerozpuštěných látek~384

Při chovu ryb dochází ke znečištění vody. Ryby spotřebovávají kyslík a znečišťují vodu exkrementovanými organickými látkami, amoniakálním dusíkem, sloučeninami fosforu a nerozpuštěnými látkami. Produkce uvedených látek závisí na druhu ryb a na jejich vývojovém stadiu. Například pro chov kapra lze uvést následující přibližné údaje, vztahující se na 1 g živé hmotnosti (exkrece je největší u plůdku, kdežto u dospělých ryb je menší) → viz tabulka vlevo.

Máme-li tedy ve 100ℓ akváriu 30ks neonek, kdy každá má délku zhruba 2 cm a hmotnost 0,2 g, pak máme 6 g ryb na 100ℓ vody. Jestliže na každý 1 g ryb připadá v průměru zhruba 4,8 mg vyprodukovaného amoniakálního dusíku (N-NH4) a 0,48 mg fosforu (P) za 1 den (24h), tak za týden nám v tomto akváriu ryby vyprodukují celkem 200 mg N a 20 mg P, což činí v přepočtu 2 mg/ℓ N (~8,9 mg/ℓ NO3-) a 0,2 mg/ℓ P (~0,6 mg/ℓ PO43-).




Obsah solí v pitné vodě

Obsah solí v pitné vodě se pohybuje kolem 0,05 až 1%. Rozpuštěné soli jsou hlavním zdrojem výživy pro rostliny. Soli také ovlivňují většinu vlastností vody (tvrdost, alkalitu, nepřímo i pH).

Každá sůl se skládá z kationtu (kladně nabitého atomu či molekuly) a aniontu (záporně nabitého atomu či molekuly). Mezi běžné solo-tvorné kationty a anionty vyskytující se v akvarijní vodě patří především:

KationtyAnionty
NázevZkratkaNázevZkratka
vápníkCa2+hydrogenuhličitanyHCO3-
hořčíkCa2+síranySO42-
amóniumNH4+dusičnanyNO3-
sodíkNa+chloridyCl-
draslíkK+fosforečnanyH2PO4-
železoFe2+/3+křemičitanySi4-

Příklady solí:

pH

pH označuje míru aktivity vodíkových iontů ve vodním roztoku. To, zda bude roztok považován za kyselý nebo zásaditý, závisí na aktivitě iontů H+. Důvod, proč používáme termín "aktivita", je ten, že to, co měříme pomocí pH sondy, je aktivita iontů H+, nikoli jejich koncentrace. Koncentrace H+ a aktivita H+ není totéž (s výjimkou velmi zředěných roztoků). Aktivita neoznačuje skutečnou, ale spíše účinnou koncentraci vodíkových iontů.

Aktivita vs. koncentrace

Ve fotbale je na hřišti celkem 22 hráčů. Počet ("koncentrace") hráčů je u každé hry stejný, ale jak jistě všichni víme, míra aktivity hráčů se může lišit. Pokud z nějakého důvodu vstoupí na hřiště diváci, aktivita hráčů klesne. Hřiště totiž bude příliš přeplněné.

A přesně to se také odehrává ve vodě, když jsou v ní například přítomné ionty sodíku, síranů, vápníku, chloridů, draslíku a dusičnanů. Tyto ionty mají tendenci omezovat pohyblivost vodíkových iontů (H+), a v důsledku toho se pak sníží jejich aktivita.

Jinými slovy, drtivá většina vodíkových iontů se vyskytuje ve vodě ve vázaném stavu (jako H2O, nebo také jako H2CO3, NaHCO3, Ca(HCO3)2 apod.), ale malá část molekul vody se vyskytuje v disociovaném (rozloženém) stavu → tj. jako H+ a OH-.* V čisté (např. destilované) vodě je koncentrace těchto částic shodná; to znamená, že je ve vodě stejné (vyrovnané) množství H+ i OH-. Taková voda je neutrální (pH = 7).

* Pro představu: poměr mezi vázanými vodíkovými ionty (H2O) a volnými vodíkovými ionty (H+ a OH-) je přibližně 500 000 000 : 1. To znamená, že na každých 500 miliónů částic vody připadá 1 volná částice H+ a OH-.

Ionty H+ a OH- jsou jako misky vah. Pokud se aktivita jednoho iontu 10-násobně zvýší, aktivita druhého iontu se automaticky 10-násobně sníží.

Vztah mezi H+, OH- a pH
pHH2OH+ (kyselina)OH- (zásada)
055 mol/L1 mol/L0,00000000000001 mol/L
155 mol/L0,1 mol/L0,0000000000001 mol/L
255 mol/L0,01 mol/L0,000000000001 mol/L
355 mol/L0,001 mol/L0,00000000001 mol/L
455 mol/L0,0001 mol/L0,0000000001 mol/L
555 mol/L0,00001 mol/L0,000000001 mol/L
655 mol/L0,000001 mol/L0,00000001 mol/L
755 mol/L0,0000001 mol/L0,0000001 mol/L
855 mol/L0,00000001 mol/L0,000001 mol/L
955 mol/L0,000000001 mol/L0,00001 mol/L
1055 mol/L0,0000000001 mol/L0,0001 mol/L
1155 mol/L0,00000000001 mol/L0,001 mol/L
1255 mol/L0,000000000001 mol/L0,01 mol/L
1355 mol/L0,0000000000001 mol/L0,1 mol/L
1455 mol/L0,00000000000001 mol/L1 mol/L

Vyzkoušejte si simulační prográmek pH Scale, který vám pomůže pochopit lépe vztah mezi H+, OH- a pH.

Ve vodném roztoku je vždy kromě molekul H2O také určité množství oxoniových kationtů H3O+ (resp. H+) a hydroxylových aniontů OH-. Součin koncentrací obou těchto iontů je ve vodných roztocích za konstantních podmínek vždy konstantní a nabývá hodnoty 10-14. Kyselost vzniká přebytkem H+. (Zvýšení jejich koncentrace na stonásobek, tedy 10-5, odpovídá pH = 5.) Zásaditost je přebytek OH- na úkor H+. (Je-li v roztoku např. 1000x více OH- než ve vodě, klesne koncentrace iontů H+ na 10-10, což odpovídá pH = 10.)

Chování CO2 ve vodě

Pokud snížíme pH vody (ovšem jiným způsobem, než přidáním CO2 → třeba přídavkem nějaké silné kyseliny), obsah celkového anorganického uhlíku se nezvýší, jen se změní poměry jeho jednotlivých forem ve prospěch volného CO2 na úkor (hydrogen)uhličitanů. Jinými slovy, silná kyselina zreaguje ve vodě s hydrogenuhličitany za vzniku slabé kyseliny uhličité, která se dále částečně rozloží na CO2 a vodu. Při této reakci se tedy část hydrogenuhličitanů (HCO3-) "převede" na CO2. Množství hydrogenuhličitanů tedy klesne, a množství oxidu uhličitého stoupne (ovšem čistě teoreticky, protože ve skutečnosti většina takto vzniklého oxidu uhličitého z vody okamžitě vyprchá).

Jiné to ovšem (s poměrem jednotlivých forem uhlíku) bude v případě umělého přidávání CO2. Pokud pH vody snížíme v důsledku přidávání CO2, obsah celkového anorganického uhlíku se tím změní (zvýší). Opět nám přibude více oxidu uhličitého, ovšem tentokrát nevznikne z hydrogenuhličitanů, ale přímo z plynného CO2. Tím pádem se tedy koncentrace volného CO2 ve vodě zvýší, zatímco koncentrace hydrogenuhličitanů zůstane stejná. To si také můžete ověřit i na kalkulačce CO2.

Znamená to, že když snížím pH, změní se automaticky poměr (množství) CO2 : HCO3- : CO32-?
Jinými slovy: Když pomocí HCl srazím pH třeba na 6, znamená to, že se tím většina uhlíku ve vodě přemění automaticky na CO2?

Ano.

Jak dlouho bude trvat, než k této změně mezi jednotlivými formami uhlíku dojde?
Několik vteřin, maximálně minut.

Jak stabilní tato změna bude?
Málo. Pokud bude pokles pH způsoben přidáváním CO2, bude změna poměrně stabilní do té doby, dokud budeme přidávat do vody další a další oxid uhličitý. Pokud bude pokles pH způsoben přídavkem nějaké silné kyseliny (např. HCl), nově vzniklé CO2 z vody za okamžik vyprchá, a systém se tak zanedlouho vrátí zase do původního stavu.

Přidávání CO2 do vody

CO2 + H2O [voda]H2CO3 [slabá kyselina] ↔ HCO3- [hydrogenuhličitan] + H+

Když přidáváme CO2 do vody, malá část oxidu uhličitého (~0.2%) reaguje s vodou za vzniku slabé kyseliny uhličité, jejíž malá část se pak rozkládá na vodíkové ionty (H+) a hydrogenuhličitany (HCO3-). Díky nárůstu iontů H+ pak dochází k mírnému poklesu pH (obvykle v rozmezí 0.5 až 1 stupeň).

Proč přidávání CO2 neovlivňuje alkalitu?

Při přidávání CO2 do vody probíhá následující reakce:

CO2 + H2O <=> H2CO3 <=> HCO3- + H+

  1. CO2 se ve vodě rozpouští, a malinká část pak s vodou reaguje za vzniku kyseliny uhličité (H2CO3)
  2. Kyselina uhličitá se pak částečně rozkládá na HCO3- a H+
    (HCO3- by mělo zvyšovat alkalitu a H+ zase pH)
  3. Při vyšším pH (> 8) se pak HCO3- bude dále rozkládat na CO32- a H+

Pokud tedy při přidávání CO2 do akvária vzniká jako konečný produkt HCO3- a H+, jak to, že se při tom nezvyšuje alkalita, když pH se snižuje?

Odpověď se skrývá v rovnici alkality:

Celk.alkalita = [HCO3-] + 2[CO32-] + [OH-] - [H+]

Alkalita totiž není jen obsah hydrogenuhličitanů a uhličitanů, ale počítá se do ní i obsah OH- a H+. Alkalita je tedy součet koncentrací HCO3-, CO32- a OH-, od nichž odečteme koncentraci H+. Takže, když při přidávání CO2 do vody vzniká H2CO3, která se rozkládá na HCO3- a H+, tak to vlastně znamená, že na každý iont HCO3-, který při reakci vznikne a který alkalitu zvýší, připadá jeden iont H+, který ji zase sníží. Proto rozklad kyseliny uhličité prostě a jednoduše nemůže alkalitu nijak ovlivnit.

Kromě toho, i kdyby se ionty H+ do alkality nepočítaly, stejně by vzniklé množství HCO3- nemohlo alkalitu ovlivnit: Jedná se totiž o záležitost zcela rozdílných koncentrací. Při přidávání CO2 do vody pouze malinká část (~0.2%) oxidu uhličitého reaguje s vodou za vzniku kyseliny uhličité (H2CO3), z níž opět jen malá část ve vodě disociuje na HCO3- a H+. A zatímco k poklesu pH o 0.5 stupně stačí jen velmi malé množství iontů H+ (k poklesu pH ze 7 na 6.5 stačí 2.16^-7 iontů H+, tj. 0.0002 mmol/L H+, a při poklesu pH z 8 na 7.5 je to ještě méně), k poklesu alkality je zapotřebí mnohem většího množství HCO3-. Takže jinými slovy, zatímco to velmi malé množství H+ bude dostatečně velké na to, aby došlo k měřitelnému poklesu pH, totéž (stejně) malé množství HCO3- by nemělo na alkalitu prakticky žádný měřitelný vliv, protože ke snížení pH o 0.5 bodů (ze 7 na 6.5) potřebujeme jen 0.0002 mmol/L H+, zatímco ke zvýšení alkality o 1°dKH potřebujeme 0.357 mmol/L HCO3-. Takže když ve vodě o pH 7 zvýšíme koncentraci CO2 o 30 mg/L, čímž stoupne koncentrace iontů H+ o 0.0002 mmol/L H+ a koncentrace iontů HCO3- o 0.0015 mmol/L, pH se sníží o 0.5 stupně, zatímco alkalita jen o 0.006°dKH (což naše testy samozřejmě nemají šanci zaregistrovat).

Jinými slovy: Alkalitu tvoří především hydrogenuhličitany a uhličitany, a v malé míře i sírany, fosforečnany, křemičitany, boritany a některé další sloučeniny. Přidáme-li tedy do vody hydrogenuhličitany (HCO3-), alkalita se zvýší. Na druhou stranu ale také víme, že když se ve vodě zvýší obsah vodíkových iontů (které by normálně způsobily pokles pH), sníží se obsah hydrogenuhličitanů (tj. alkalita klesá), které budou automaticky vodíkové ionty z vody "odchytávat", a tím je neutralizovat (a díky tomu ke změně pH nedojde → tedy dokud budou ve vodě stále nějaké hydrogenuhličitany). Takže když do vody přidáte hydrogenuhličitany, alkalitu zvýšíte. A když do vody přidáte vodíkové ionty, alkalitu snížíte. Když ale do vody přidáte CO2, vznikne při tom stejné množství hydrogenuhličitanů jako vodíkových iontů:
CO2 + H2O = [ H2CO3 ] = HCO3- + H+
A protože se účinky HCO3- a H+ vzájemně vyruší (hydrogenuhličitany alkalitu zvýší a vodíkové ionty ji zase sníží), alkalita zůstane stejná.

Zdroj: tropica.com

Uhličitanová rovnováha – spojité nádoby

"Uhličitanová rovnováha" znamená, že mezi koncentrací CO2, H2CO3 a HCO3- existuje určitá rovnováha. Neznamená to, že budou mít všechny tyto tři sloučeniny stejnou koncentraci (tj. že jich bude stejně), ale znamená to, že když do vody přidáte jednu z těchto látek, automaticky se upraví koncentrace všech tří látek tak, aby byly v rovnováze.

Když tedy do roztoku přidáme více CO2 (čímž se původní rovnováha naruší), automaticky se jeho část spojí s vodou za vzniku kyseliny uhličité, jejíž část se zase rozloží na hydrogenuhličitany a vodíkové ionty. Tato reakce bude probíhat (a hydrogenuhličitany a vodíkové ionty budou v roztoku přibývat), dokud se jejich relativní množství nevyrovná a nenastane opět rovnovážný stav. [Na průběh této reakce má samozřejmě vliv také pH.]


Přidávání CO2 do zásadité vs. kyselé vody

CO2 + H2O = [ H2CO3 ] = HCO3- + H+
Je-li ve výchozím roztoku málo H+ (= roztok je zásaditý), dojde k výraznějšímu poklesu pH. Je-li ve výchozím roztoku hodně H+ (= roztok je kyselý, např. pH 5), reakce nebude probíhat vůbec a k ovlivnění pH nedojde → to, jestli bude kyselina uhličitá disociovat, záleží na koncentraci H+ v roztoku. [Při pH pod 5 už bude koncentrace iontů H+ tak vysoká, že téměř všechny ionty HCO3- zreagují s H+, a z roztoku prakticky vymizí.] Dosažitelná změna pH v důsledku přidávání CO2 tedy závisí na výchozím pH roztoku. [Při nižším pH bude při stejné koncentraci CO2 ve vodě koncentrace HCO3- nižší.]

Při pH 8 je už většina CO2 v akvarijní vodě přítomna ve formě Ca(HCO3)2. Většina tropických rostlin, kterou běžně pěstujeme v našich akváriích, pochází z měkkých, mírně kyselých vod, a nedokáže tudíž využívat oxid uhličitý v této formě. Na tyto podmínky proto reagují jednoduše zastavením růstu. Některé rostliny (převážně z mírného pásma - např. Elodea) však dokáží v takových podmínkách růst, neboť umí využívat energii k tomu, aby Ca(HCO3)2 "přeměnily" na H2CO3 (resp. CO2) a CaCO3 (= vápenec, který se vysráží na spodní straně listů). Touto činností se snižuje tvrdost vody (neboť z vody "mizí" rozpuštěný vápník, který se přemění na nerozpustný minerál), a tudíž i její tlumivá kapacita. Obecně by se tedy dalo říct, že pokud uvidíte, jak se na spodní straně listů vašich rostlin formují bílé usazeniny, je to znamení, že něco není v pořádku. Ve vodě není pro rostliny za daných světelných podmínek dostatek volného CO2, aby to stačilo k jejich růstu. Dokonce i rostliny, které umí využívat Ca(HCO3)2, tak činí jen proto, že musejí, ne proto, že chtějí.

Nejlepším řešením je v takovém případě zvýšit přísun CO2 (a pokud ve vašem akváriu není zatím příliš mnoho ryb, můžete hladinu CO2 do určité míry zvýšit i navýšením rybí populace). 100L rostlinné akvárium potřebuje zhruba 1-5 g CO2 denně.
Pro srovnání: Běžná neonka obecná vyprodukuje za 1 den zhruba 0.01 g CO2 (větší ryby vyprodukují samozřejmě poměrně větší množství).