Chemismus vody

Voda, která se vyskytuje v přirozeném prostředí, není samozřejmě chemicky čistou látkou, ale vždy obsahuje rozpuštěné plyny a rozpuštěné a nerozpuštěné anorganické a organické látky.

Složení kontinentálních povrchových vod je ovlivněno:

a) geologickou skladbou podloží a složením dnových sedimentů,

b) hydrologicko-klimatickými poměry (srážkovými a teplotními poměry, ročním obdobím, dálkovým transportem škodlivin),

c) půdně-botanickými poměry (zalesněním, druhem půd),

d) antropogenní činností (průmyslem, zemědělstvím, komunálními odpady),

e) příronem podzemních vod.

Kvalita vody je rovněž významně ovlivněna přítomností vodních organismů a jejich životní činností.

Povrchové vody vykazují rozdílnou kvalitu a v návaznosti na tuto skutečnost jsou využívány k různým účelům, např. jsou zdrojem pitné a užitkové vody nebo jsou využívány k rekreačním účelům, chovu ryb aj. Současně jsou však recipientem splaškových a průmyslových odpadních vod. Vlivem nečistot se porušuje biologická rovnováha v recipientech a jejich schopnost samočištění (tj. schopnost vodního útvaru samovolnými biologickými a chemickými procesy snižovat množství znečišťujících látek).

Znečištění vody v tocích se projevuje estetickými závadami, nánosy, chemickým a bakteriálním znečištěním, poškozením biologického stavu biocenózy a změnami fyzikálních a chemických vlastností.

Podle ovlivnění kvality povrchových vod lze znečišťující (škodlivé) látky rozdělit do 4 skupin:

- látky působící přímo toxicky,

- látky ovlivňující kyslíkovou bilanci toku,

- látky způsobující organoleptické závady,

- inertní látky (anorganické nerozpuštěné nebo rozpuštěné, netoxické - Pitter, 2009).

 

Pro vodní prostředí je rovněž nežádoucí nadměrný přísun živin (zejména dusíku a fosforu, tzv. nadměrná eutrofizace). Takový proces narušuje přirozenou biologickou rovnováhu ve vodě a vede k intenzívnějšímu nárůstu primární produkce (tj. produkce zelených organismů, které z minerálních látek fotosynteticky vytvářejí látky organické). Projeví-li se masový rozvoj řas a sinic v barvě vody, hovoří se o tzv. vegetačním zbarvení. Stav, kde se řasy a sinice hromadí v masách při hladině, se označuje jako vodní květ. Zvýšená primární produkce zelených organismů vyvolává nebezpečí sekundárního znečištění vody organickými látkami vznikajícími jejich životní činností. Dochází ke zhoršení senzorických vlastností vody a někdy i ke tvorbě toxických látek (cyanotoxinů), které mají nepříznivý vliv na vodní organismy i na člověka (záněty očních spojivek, vyrážky). V kritických obdobích bývá znemožněno i rekreační využití takových vod.

Z toho vyplývá, že povrchové vody je nutné před kontaminací výše uvedenými látkami chránit. V minulosti se na znečištění povrchových i podzemních vod nejvíce podílela průmyslová výroba. V důsledku vypouštění odpadních vod z průmyslových podniků se do toků dostávala řada chemických látek (např. toxické kovy jako rtuť, kadmium či olovo, dále organochlorované sloučeniny – polychlorované bifenyly – PCB, hexachlorbenzen – HCB, dioxiny). Po zavedení dokonalejších čistírenských technologií, zákazu výroby a používání řady nebezpečných látek už nejsou přísuny škodlivin těchto zdrojů tak významné. Mnohé z těchto látek však v životním prostředí stále přetrvávají. Jedná se hlavně o kontaminované usazeniny v tocích a v nádržích a také staré ekologické zátěže nacházející se v blízkosti potoků a řek. V minulosti byla značným zdrojem znečištění vod také intenzivní zemědělská výroba. Jednalo se především o průmyslová hnojiva a perzistentní pesticidy (hexachlorhexan – HCH, dichlordifenyltrichlorethan – DDT). V tomto ohledu se situace zlepšila v souvislosti s poklesem intenzity zemědělské výroby a také v důsledku používání poměrně rychle odbouratelných pesticidů.

Dalším významným zdrojem znečištění vodního prostředí jsou komunální odpadní vody. Po rozsáhlé výstavbě čistíren odpadních vod v nedávné minulosti se sice výrazně zvýšila kvalita vody v našich tocích, a to především z hlediska jejich zatížení organickými látkami a živinami (dusík, fosfor), nicméně řada vědeckých studií dokládá, že stávající čistírenské technologie nedokáží eliminovat řadu biologicky aktivních sloučenin. Tyto sloučeniny se prostřednictvím „vyčištěných“ odpadních vod vypouštěných z ČOV dostávají do vodního prostředí, kde mohou ovlivňovat (a také mnohdy ovlivňují) přítomné organismy.  Mezi tyto sloučeniny patří léčiva (zejména hormonální přípravky, dále léky na snižování vysokého krevního tlaku, antibiotika, antirevmatika, antiepileptika apod.), dále parfémy, složky kosmetických přípravků, saponáty a jejich degradační produkty, nebo pesticidy. Tyto látky procházejí běžnými čistírnami odpadních vody jen s nepatrnými změnami a představují v současné době velmi závažný problém (Randák, 2010).

Aniž bychom chtěli snižovat význam a rizika kontaminace vody výše uvedenými látkami, pravdou je, že i voda, jejíž kvalita není zásadním způsobem ovlivněna lidskou činností, má v různých místech toku rozdílné vlastnosti a svým složením více nebo méně vyhovuje nárokům jednotlivých druhů ryb či skupin vodních organismů. Odborněji řečeno, v závislosti na hydrologických, fyzikálních, chemických a ekologických podmínkách se vytvářejí i místní společenstva organismů. Typické úseky na podélném profilu toku bývají vymezeny podle nejtypičtějších rybích druhů jako tzv. rybí pásma. Pojetí rybích pásem pochází od významného badatele 19. století A. Friče (Frič, 1872) a postupně se ustálilo na pěti nejtypičtějších (volně podle Kubečky a kol., 2013):

1) pásmo pstruhové, kde má tok charakter bystřiny, potoka s kamenitým dnem a poměrně velkým spádem (> 0,4 %). Maximální teploty vody se pohybují v rozmezí 12 až 18 °C a žijí zde především následující druhy ryb: pstruh potoční, pstruh duhový, vranka, siven, mihule,

2) pásmo lipanové, kde má tok charakter říčky s kamenitým a štěrkovitým dnem, se spádem 0,1 až 0,2 %. Maximální teploty vody dosahují hodnot v rozmezí 18 až 20 °C a žijí zde především následující druhy ryb: lipan, ouklejka a střevle,

3) pásmo parmové, kde má tok charakter řeky s kamenitým a štěrkovitým dnem, se spádem 0,03 až 0,15 %. Maximální teploty vody dosahují hodnot v rozmezí 18 až 22 °C a žijí zde především následující druhy ryb: parma, ostroretka, podoustev, hlavatka,

4) pásmo cejnové, kde má tok charakter řeky se  štěrkovitým, písčitým nebo hlinitým dnem, se spádem pod 0,08 %. Maximální teploty vody dosahují hodnot v rozmezí 20 až 25 °C a žijí zde především následující druhy ryb: cejn, sumec, candát, cejnek, ježdík,

5) pásmo ježdíka/platýze, kde má tok charakter řeky až veletoku s převážně písčitým a bahnitým dnem, se spádem pod 0,05 %. Maximální teploty vody dosahují hodnot v rozmezí 22 až 30 °C a žijí zde především následující druhy cejnového pásma a brakických vod (cípal, platýz, ježdík, hlaváč, koljuška).

Kvalita tekoucích vod se mění jak s délkou, tak i šířkou toku. Změny v jejich složení mohou být buď krátkodobé, nebo dlouhodobé. Krátkodobé změny jsou způsobeny převážně hydrologickými a klimatologickými poměry, dlouhodobější, trvalejší změny jsou způsobeny zejména antropogenní činností.

Obecně lze říci, že v důsledku postupné reakce vody s horninami geologického podloží a postupného znečišťování městskými, průmyslovými a zemědělskými odpady se během toku zvětšuje celková mineralizace (obsah rozpuštěných anorganických látek) i obsah organických látek. Naproti tomuto trendu působí samočisticí pochody, které jsou schopné na určitém úseku pod vtokem odpadních vod odstranit biologicky rozložitelné organické znečištění (Pitter, 2009).

Pokud jde o vody stojaté (jezera, nádrže, rybníky), je třeba si uvědomit, že voda po přítoku do nádrže mění své fyzikální, chemické i biologické vlastnosti. Po dobudování nádrže jsou vodou pokryty povrchy, ze kterých se na počátku vyluhují různé organické a anorganické látky. V tomto období je voda v nádrži znečištěna více, než voda přitékající. Větší znečištění pak se projevuje zvláště tehdy, jestliže po napuštění nádrže nebyl ze dna dostatečně odstraněn rostlinný porost. Tato perioda může trvat i několik let.

Tvorba chemického složení stojatých vod závisí na stejných faktorech jako u vod tekoucích. V některých případech hrají klimatické podmínky větší roli než u vod tekoucích (např. se více projevuje vliv kyselých depozic nebo odpar).

Voda v rybnících musí obsahovat optimální množství biogenních prvků a splňovat požadavky na fyzikální a chemické vlastnosti (tyto jsou podrobně řešeny v samostatné části na závěr této kapitoly, jsou určené pro středoškolské studenty). K těm nejdůležitějším patří:

1) Teplota vody - je významným fyzikálním činitelem regulujícím životní pochody ve vodním prostředí. Je závislá na slunečním záření, charakteru vodní nádrže, počasí, pohybu a míchání vody, její průhlednosti, barvě a dalších činitelích.  Pro chov ryb je nejvhodnější teplota vody v rybníce ve vegetačním období 20-24 °C (pro chov kaprovitých a sumcovitých ryb je nejvhodnější teplota 22 – 25 °C, pro chov síhovitých ryb 18 – 22 °C, u lososovitých 16 – 18 °C.

2) Reakce pH vody  - v rybničních vodách se obvykle pohybuje v rozmezí 6,5 až 8,3. Kyselou reakci vyvolávají huminové látky z rašelinových nebo lesních půd, kyselé rozkladné procesy. Alkalickou reakci mohou vyvolat výluhy alkálií z okolních pozemků, vápnění rybníků, odčerpání oxidu uhličitého při fotosyntetické asimilaci zelených organismů. V takových případech se hodnoty pH pohybují i mimo výše uvedené rozmezí.

3) Obsah plynů ve vodědo vody se dostávají plyny difúzí z atmosféry. Pro chov ryb má největší význam kyslík a oxid uhličitý. Zdrojem kyslíku je vedle difúze zvláště fotosyntéza vodních rostlin. Oxid uhličitý je produkován při bakteriálním rozkladu organických látek a při dýchání vodních organismů. Z dalších plynů, které nalézáme ve vodě rybníků, to jsou:

methan (CH4), který vzniká při anaerobním rozkladu organických látek,

amoniak (NH4+ ve vázané formě a volný NH3, který je pro ryby toxický), který vzniká při anaerobním rozkladu bílkovin,

sirovodík (H2S), který se vyskytuje v rybniční vodě zatížené odpadními vodami, vzniká při anaerobním rozkladu bílkovin, vykazuje charakteristický zápach, pro vodní organismy je toxický,

dusík (N2), ve vodě málo rozpustný plyn, pochází z atmosféry (na organismy vodního prostředí nepůsobí nepříznivě).

4) Anorganické látky - z anorganických látek se jedná především o jednotlivé formy dusíku (dusičnany, dusitany, amoniak), fosfor (ortofosforečnany, polyfosforečnany), vápník (ve formě uhličitanů, fosforečnanů, síranů a dalších sloučenin), dále sodík, draslík, hořčík, železo, hliník, mangan.

5) Organické látky - přítomné ve vodě rozdělujeme na živé a neživé. K živým patří všechny rostliny od nejnižších organismů až k nejvyšším. Vytvářejí biomasu, která navazuje na sekundární produkci. Do rybniční vody se dostávají i organické látky neživé, které se mohou uvolňovat z dnových sedimentů, nebo smyvem z okolních pozemků. Zdrojem organických látek mohou být i odpady ze zemědělské či průmyslové výroby, nebo splaškové odpadní vody (Čítek a kol., 1998).

Již v předchozích odstavcích se uvádí, že různé druhy ryb mají rozdílné nároky na kvalitu vody. Nařízení vlády č. 61/2003 Sb., ve znění pozdějších předpisů, tyto rozdílné nároky ryb na kvalitu vody respektuje a rozděluje povrchové vody na lososové (vyhovují svou kvalitou náročnějším druhům ryb, jako jsou např. pstruh obecný i duhový, lipan apod.) a kaprové, které vyhovují méně náročným druhům ryb, jako jsou kapr, sumec, cejn apod. Kromě toho jsou zde uvedeny hodnoty ukazatelů pro vody využívané pro vodárenské účely (zdroje vody pro úpravu na vodu pitnou) a koupání.

Pro představu uvádíme hodnoty některých parametrů kvality vody v souvislosti s požadavky pro její užívání (tab. 1):

Tabulka 1: Imisní standardy ukazatelů přípustného znečištění povrchových vod (vybrané hodnoty z Tabulky 1 Přílohy č. 3 k nařízení vlády č. 61/2003 ve znění pozdějších předpisů)

Ukazatel

Značka nebo zkratka

Jednotka

Požadavky na užívání vody (celoroční průměr)

Obecné požadavky

vodárenské účely

koupání

lososové vody

kaprové vody

Rozpuštěný kyslík

O2

mg.l-1

 

 

 

 

> 6

Biochemická spotřeba kyslíku

BSK5

mg.l-1

2,6

 

2

 

6

Chemická spotřeba kyslíku

CHSKCr

mg.l-1

 

 

 

 

35

Celkový fosfor

Pcelk

mg.l-1

0,1

0,05

0,07

 

0,20

Celkový dusík

Ncelk

mg.l-1

 

 

 

 

8

Volný amoniak

N-NH3

mg.l-1

 

 

0,001

0,001

 

Amoniakální dusík

N-NH4+

mg.l-1

 

 

0,03

0,16

 

Dusitanový dusík

N-NO2-

mg.l-1

 

 

0,09

0,14

 

Dusičnanový dusík

N-NO3-

mg.l-1

 

 

 

 

7

Rozpuštěné látky

RL105

mg.l-1

 

 

 

 

1000

Nerozpuštěné látky

NL105

mg.l-1

 

 

 

 

600

Chloridy

Cl-

mg.l-1

50

 

 

 

250

Vápník

Ca

mg.l-1

 

 

 

 

250

Hořčík

Mg

mg.l-1

 

 

 

 

150

Železo

Fe

mg.l-1

 

 

 

 

2

Mangan

Mn

mg.l-1

0,05

 

 

 

0,5

Sulfan

H2S

mg.l-1

 

 

 

 

0,15

Celkový zbytkový chlor

Cl2

mg.l-1

 

 

0,002

0,002

 

 

 

Charakteristika a význam jednotlivých fyzikálně chemických parametrů kvality vody

(zkrácený text z publikace: Valentová, O., Máchová, J., Faina, R., Kroupová, H., Svobodová, Z., 2009. Souprava COMBI- terénní analýzy vody. Edice metodik, FROV JU, Vodňany, 90, 28 s.)

1. Kyslík

Přítomnost kyslíku ve vodě patří k základním podmínkám pro možnost přežívání ryb i jejich potravních organismů. Absence kyslíku nebo jeho nedostatečná koncentrace je velmi častou příčinou havarijních úhynů ryb. 

Koncentrace rozpuštěného kyslíku ve vodě ovlivňuje formy výskytu různých látek ve vodě i jejich toxicitu pro vodní organismy (výrazná závislost byla prokázána např. u amoniakálního dusíku; Pitter, 1999,  Svobodová et al., 1987).

Rozpustnost kyslíku ve vodě (a rozpustnost plynů v kapalinách obecně) je dána Henryho zákonem a je ovlivňována zejména atmosférickým tlakem a teplotou vody (Pitter, 1999). Proto se koncentrace rozpuštěného kyslíku ve vodě udává nejen v absolutních hodnotách - v mg.l-1 O2, ale také v relativních hodnotách - v % nasycení. To znamená, že zjištěná koncentrace rozpuštěného kyslíku se porovnává s tzv. rovnovážnou koncentrací. To je koncentrace, která odpovídá za daných podmínek rozpustnosti kyslíku ve vodě, tedy stoprocentnímu nasycení vody kyslíkem.

Jestliže je naměřená koncentrace rozpuštěného kyslíku nižší, než by odpovídalo 100% nasycení, mluvíme o kyslíkovém deficitu (je to koncentrace kyslíku chybějící při dané teplotě k jejímu nasycení). Naopak, jestliže je zjištěná koncentrace vyšší, než by odpovídalo 100% nasycení, mluvíme o přesycení vody kyslíkem (tj. záporný kyslíkový deficit). Dále viz ukázka výpočtů.

V povrchových vodách kolísá koncentrace kyslíku podle toho, zda jde o tok, nebo o nádrž či jezero a dále závisí na organickém znečištění vody, protože biochemickými rozkladnými procesy se kyslík z vody odčerpává. V tocích se nasycení vody kyslíkem pohybuje obvykle v rozmezí 85 – 95 % (deficit kyslíku je zde 5 – 15 %). Naopak k přesycení vody kyslíkem dochází na turbulentních místech toku nebo při fotosyntetické asimilaci zelených organismů přítomných ve vodě (Pitter, 2009).

U vod organicky znečištěných se může koncentrace rozpuštěného kyslíku v důsledku rozkladných biologických procesů značně zmenšovat a v extrémním případě může poklesnout až na nulovou hodnotu.

Jestliže je přesycení vody kyslíkem způsobeno fotosyntetickou asimilací organismů, je nutné sledovat množství rozpuštěného kyslíku v nočních hodinách, kdy zmíněné organismy neprodukují kyslík, ale naopak jej spotřebovávají disimilací. V důsledku toho dochází často k nočním kyslíkovým deficitům, přestože denní hodnoty vykazují přesycení. Pokud tedy chceme zachytit ve vodách se silným vegetačním zákalem kritické hodnoty koncentrace kyslíku, je nutno toto stanovení provést ještě před východem slunce.

Na druhé straně však i přesycení vody kyslíkem může ryby (zejména plůdek) poškodit. Podle Luckého (1986) je kritická hodnota nasycení vody kyslíkem z hlediska bezpečnosti pro ryby 250-300 %. Při překročení této hodnoty nastává poškození ryb, postižené ryby mají žábry nápadně světle červené a okraje žaberních lístků roztřepené. Po vysazení ryb dochází k sekundárnímu zaplísnění a ojediněle k hynutí.

Naměřené hodnoty koncentrace rozpuštěného kyslíku ve vodě se porovnávají s požadavky jednotlivých druhů ryb. Velmi náročné jsou ryby lososovité s požadavkem na optimální koncentraci kyslíku ve vodě v rozmezí 8 – 10 mg.l-1 O2; při poklesu koncentrace kyslíku pod 3 mg.l-1 O2  lze u těchto ryb pozorovat příznaky dušení. Optimální koncentrace kyslíku ve vodě pro méně náročné ryby kaprovité se pohybuje v rozmezí 6 – 8 mg.l-1 O2 a příznaky dušení pozorujeme u těchto druhů ryb při poklesu koncentrace kyslíku na hodnoty 1,5 až 2 mg.l-1 O2 (Svobodová et al., 2003, Svobodová et al., 2008).

Pravděpodobnost výskytu kyslíkového deficitu se zvyšuje zejména:

  • v letním období při dlouhotrvajících vysokých teplotách,
  • při kontaminaci vodního prostředí organickými lehce odbouratelnými organickými látkami (vnik splaškových odpadních vod, kejdy, silážních šťáv apod.),
  • v eutrofních a hypertrofních nádržích při silném vegetačním zákalu (noční deficity kyslíku - deficit kyslíku očekáváme zejména tehdy, když za slunečného počasí v poledních hodinách zjišťujeme silné přesycení vody kyslíkem),
  • při přemnožení perloočkového zooplanktonu (zejména dafnia, bosmína),
  • při rozkladu vodních květů sinic a při rozkladu ponořené vodní vegetace (větších zárostů – i pod ledem)
  • při výlovech (zejména při výlovech prováděných v letním období při vyšších teplotách vzduchu),
  • při transportu ryb,
  • při zamrznutí hladiny nádrží a současným dlouhodobým pokrytím sněhem.

Při hrozícím kyslíkovém deficitu je třeba přestat s krmením ryb, neboť ryby s naplněným zažívacím traktem mají výrazně vyšší nároky na spotřebu kyslíku.

V letním období, zejména v hlubších rybnících, se objevuje tzv. „letní stratifikace“, což je rozvrstvení vody podle její hustoty, která souvisí s teplotou vody. Svrchní vrstva vody (epilimnion) je od spodní vrstvy (hypolimnion) oddělena tzv. „skočnou“ vrstvou /metalimnion (Ambrožová, 2003). Jednotlivé vrstvy vody mají rozdílné parametry kvality a liší se zejména teplotou, koncentrací kyslíku a hodnotami pH. Jestliže chceme znát skutečné kyslíkové poměry v nádrži, je nutno proměřit koncentrace kyslíku v celém vodním sloupci.  

2. Hodnota pH

Hodnota pH významně ovlivňuje chemické a biochemické procesy ve vodách a rovněž formy výskytu řady látek ve vodách přítomných, a tím i jejich rozpustnost a toxicitu. Z parametrů, které jsou důležité zejména pro rybáře, nutno jmenovat alespoň amoniak, hliník, železo a kyanidy. V těchto případech je hodnota pH vody natolik významná, že bez její znalosti nelze vůbec odhadovat potenciální nebezpečí, které rybám a dalším vodním organismům hrozí při výskytu těchto látek ve vodě. Proto je stanovení hodnoty pH nezbytnou součástí každého chemického rozboru vody (Pitter, 1999, Svobodová et al., 1992, Svobodová et al., 2008).

V čistých přírodních vodách (povrchových a prostých podzemních) je hodnota pH v rozmezí asi od 4,5 do 9,5 dána obvykle uhličitanovou rovnováhou. Hodnotu pH vody však mohou ovlivňovat i humínové látky nebo kationty snadno podléhající hydrolýze (např. hliník, železo).

Povrchové vody, s výjimkou vod z rašelinišť a acidifikovaných vod nádrží a jezer, mívají hodnoty pH v rozmezí od 6,0 do 8,5. V úživných nádržích bývá posun do alkalických oblastí nad 8 způsoben intenzivní fotosyntetickou asimilací, při které je z vody odčerpáván volný oxid uhličitý. V těchto případech se hodnoty pH mohou zvýšit na 10 až 11. Naopak, relativně nízké hodnoty vykazují vody z rašelinišť, které obsahují humínové látky a málo mineralizované acidifikované vody některých nádrží a jezer. Nízké hodnoty lze také očekávat v jarním období při tání sněhu (Pitter, 1999).

V letním období (zejména za silnějšího vegetačního zákalu) musíme počítat s tím, že se hodnoty pH mění během dne a noci. Za slunečního záření, kdy probíhá intenzivní fotosyntetická asimilace, se hodnoty pH zvyšují, zejména ve vrstvě, kam proniká světlo. Naopak ve větších hloubkách a podobně i v nočních hodinách, kdy probíhá disimilace (dýchání) a voda je obohacována oxidem uhličitým, nalézáme hodnoty nižší. K rychlým poklesům hodnot pH (např z 10 na 7) dochází i při náhlém zvýšení průhlednosti v důsledku rozvoje dafniového zooplanktonu.

V intenzivních chovech ryb s recirkulací vody, kde se využívá proces nitrifikace k odstraňování amoniaku - toxického metabolitu ryb, dochází k postupnému poklesu pH (samotný proces nitrifikace je toho příčinou). V těchto zařízeních je nutné pH pravidelně sledovat a upravovat na hodnoty pH 6 až 6,5 např. mletým vápencem. Pokud hodnoty pH poklesnou pod tuto úroveň, dojde k inhibici nitrifikace a tím k postupnému zvyšování koncentrace amoniaku a dusitanů ve vodě (Kroupová et al., 2005).

Interpretace výsledků

Naměřené hodnoty se porovnávají s nároky jednotlivých druhů ryb. Obecně platí, že ryby kaprovité jsou citlivější k nízkým hodnotám pH a ryby lososovité jsou více citlivé k vyšším hodnotám pH. Poškození a úhyny ryb lze pozorovat u lososovitých (hlavně pstruha obecného) při pH nad 9,2 a pod 4,8 a u ryb kaprovitých (zejména kapra a lína) při pH nad 10,8 a pod 5,0 (Svobodová et al., 1987).

Pokud budeme posuzovat bezpečnost naměřených vyšších hodnot pH (zejména nad 8,5 a při teplotách nad 10 °C), je nutné tak činit s ohledem na aktuální koncentraci celkového amoniaku ve vodě. Za výše uvedených podmínek již musíme počítat s tím, že podíl volného (pro ryby toxického) amoniaku se pohybuje na úrovni desítek procent z jeho celkové koncentrace a při koncentracích celkového amoniaku na úrovni desetin mg.l-1 se mohou projevit jeho toxické až akutně letální účinky. (Podrobnější vysvětlení viz kapitola Amoniak).

Poznámka:     Nutno také počítat s tím, že změna hodnoty pH, která sama o sobě nemusí představovat pro vodní organismy žádné významné nebezpečí, může změnit formu výskytu některých látek, a tím významně poškodit vodní organismy a dokonce vyvolat i jejich havarijní úhyn.

3. Amoniakální dusík

Amoniakální dusík (amoniak) je primárním produktem rozkladu organických dusíkatých látek živočišného a rostlinného původu. Proto antropogenním zdrojem amoniakálního dusíku organického původu jsou především splaškové odpadní vody a odpady ze zemědělských výrob. Antropogenním zdrojem amoniakálního dusíku anorganického původu jsou především dusíkatá hnojiva, která se infiltrací a splachem ze zemědělsky obdělávaných ploch dostávají do vod podzemních i povrchových (Pitter, 2009).

Amoniak je také hlavním metabolickým produktem ryb, zooplanktonu a dalších vodních organismů, takže musíme počítat s jeho výskytem zejména v intenzivních chovech ryb v rybnících i v recirkulačních systémech. V případě, že je technologie chovu ryb a biologického čištění vody dobře zvládnuta, je amoniak vylučovaný rybami v biochemickém procesu nitrifikace přeměňován na dusitany a následně na dusičnany, které nejsou pro ryby toxické. Obdobně probíhají nitrifikační procesy v rybniční vodě, kde je část amoniaku metabolizována fytoplanktonem a vyššími vodními rostlinami. Proto lze říci, že v běžných rybničních vodách vysoké koncentrace amoniaku nenacházíme. Naproti tomu, v rybnících s vysokou trofickou úrovní a velkým množstvím organické hmoty, se koncentrace amoniakálního dusíku zvyšují v důsledku jejího rozkladu. Nejvíce nebezpečný je z tohoto hlediska rozklad vysoké biomasy vodního květu sinic, kdy koncentrace amoniakálního dusíku mohou dosáhnout i 2 mg.l-1. V takových případech můžeme zaznamenat i koncentrace pohybující se na úrovni jednotek mg.l-1 celkového amoniaku.

Amoniak se ve vodách vyskytuje ve dvou formách, a to ve formě disociované (NH4+), která není pro ryby výrazně toxická a ve formě nedisociované „volné“ (NH3), která je pro ryby silně toxická. O tom, která z těchto forem ve vodě převažuje, rozhodují především hodnoty pH a teploty vody.

V povrchových vodách koncentrace celkového amoniaku obvykle nepřevyšují
1 mg.l-1. Naproti tomu ve vodách splaškových nacházíme řádově desítky mg.l-1, mimořádně vysoké koncentrace amoniaku lze nalézt v některých průmyslových odpadních vodách a v odpadech ze zemědělství. To znamená, že koncentrace amonných iontů je významná z hlediska indikace znečištění vody živočišnými odpady. V pitné vodě je mezní hodnota pro koncentraci amoniaku 0,5 mg.l-1 NH4+, stejná hodnota se uvádí jako přípustná hodnota imisního standardu pro vody lososové i kaprové (Pitter, 2009).

Z hlediska chovu ryb jsou důležité koncentrace volného amoniaku (NH3). Pro ryby kaprovité se uvádí jako nejvýše přípustné koncentrace 0,05 mg.l-1 NH3, pro lososovité 0,01 mg.l-1 (Svobodová et al., 1987). Akutně letální koncentrace volného amoniaku se pohybují řádově v jednotkách mg.l-1 NH3, k poškození ryb dochází při dlouhodobější expozici ryb volnému amoniaku v koncentracích již na úrovni desetin mg.l-1. Významnou roli v toleranci ryb vůči amoniaku hraje koncentrace rozpuštěného kyslíku (při vyšších koncentracích rozpuštěného kyslíku jeví ryby vůči amoniaku vyšší toleranci; Svobodová et al., 1987).

I když koncentrace volného amoniaku ve vodě nedosahuje uvedených kritických hodnot, může dojít k poškození ryb v důsledku „autointoxikace“ amoniakem. K tomuto procesu dochází např. při náhlém poklesu teploty vody, při poklesu koncentrace rozpuštěného kyslíku  nebo při vysokých hodnotách pH vody, kdy ryby nejsou schopny z těla vylučovat metabolický produkt – amoniak.

4. Fosfor

Sloučeniny fosforu hrají významnou úlohu v přírodním koloběhu látek. Jsou nezbytné pro vyšší i nižší organismy, které je přeměňují na organicky vázaný fosfor. Po úhynu organismů a jejich následném rozkladu se fosforečnany opět uvolňují do prostředí. Fosforečnany se významně sorbují na dnových sedimentech a naopak, za určitých podmínek (snížení hodnot pH a deficit kyslíku) dochází opět k uvolňování fosforu do kapalné fáze. V takových případech lze zjistit ve vrstvě vody nad dnovým sedimentem poměrně vysoké koncentrace fosforu (i nad 1 mg.l-1). Bohaté na fosforečnany jsou také vody z rašelinišť. Zdrojem fosforu je v tomto případě rozklad rostlinné biomasy. Podstatně vyšší koncentrace fosforu se nacházejí ve splaškových odpadních vodách. Ve všech těchto případech se však jedná o celkový (tedy anorganicky i organicky vázaný) fosfor. V souvislosti s fosforem se můžeme rovněž setkat s pojmem biologicky dostupný fosfor. Jedná se jednak o rozpuštěné ortofosforečnany, jednak o fosforečnany adsorbované na povrchu nerozpuštěných látek. Ukázalo se, že fytoplankton je schopen ke svému růstu využívat obě tyto formy fosforu (Pitter, 2009).

Fosforečnany se vyskytují ve vodách jen ve velmi nízkých koncentracích (řádově v setinách až desetinách mg.l-1). Zvlášť nízká koncentrace fosforečnanů bývá ve vodách nádrží a rybníků v letním období, neboť fosforečnany se uplatňují při růstu řas a sinic (Pitter, 2009).

5. Dusitany

Dusitany zpravidla doprovázejí ve vodách dusičnany a formy amoniakálního dusíku. Vzhledem ke své chemické a biochemické labilitě se obvykle vyskytují ve velmi malých koncentracích (obvykle v setinách až desetinách mg.l-1).

Řádově vyšší koncentrace (i přes 1 mg.l-1) se vyskytují ve splaškových odpadních vodách. Ještě vyšší koncentrace dusitanů lze nalézt v některých odpadních vodách ze strojírenských závodů (v odpadních vodách z povrchové a tepelné úpravy kovů a obrábění – odpadní vody odtékající z některých lázní v kalírnách a z lázní používaných pro oxidaci železných předmětů, tzv. černění). V dílčích odpadních vodách z těchto provozů lze prokázat i stovky mg.l-1 dusitanového dusíku.

Dusitany jsou ve vodách velmi nestálé. Mohou být biochemicky i chemicky oxidovány nebo redukovány. Velmi snadná je biochemická oxidace (nitrifikace) probíhající ve vodách v aerobních podmínkách. V anaerobních podmínkách přichází v úvahu biologická denitrifikace na elementární dusík, resp. N2O. Proto lze dusitany často prokázat v nízkých koncentracích jako meziprodukt chemických a biochemických transformací sloučenin dusíku (Pitter, 2009).

Zvýšené koncentrace dusitanů (řádově desetiny, ale i jednotky mg.l-1 N-NO2-) se mohou vyskytovat ve vodách s intenzivním chovem ryb, zejména v recirkulačních systémech (Kroupová, 2005).

Dusitany jsou pro ryby toxické již v nízkých koncentracích. Konkrétní hodnoty však nemá smysl uvádět, neboť citlivost ryb vůči dusitanům závisí na řadě faktorů. K těm nejvýznamnějším patří kvalita vody - zejména koncentrace chloridů. Pokud se v chovech ryb objeví vyšší koncentrace dusitanů (nebo jejich výskyt předpokládáme), je třeba zjistit koncentraci chloridů ve vodě. Jestliže se koncentrace chloridů pohybuje na nízké úrovni (do 10 – 50 mg.l-1), je vhodné do vody aplikovat kuchyňskou sůl (100 až 200 mg.l-1 NaCl) jako zdroj chloridů, a tím preventivně zvýšit odolnost ryb vůči dusitanům.

Ryby poškozené dusitany se vyznačují hnědým zabarvením žaber a krve (důsledek přítomnosti methemoglobinu v krvi, který vzniká oxidací hemoglobinu dusitany).

6. Průhlednost

Průhlednost vody představuje množství světla, které proniká vodním sloupcem. Je závislá na barvě a zákalu vody. Mírou průhlednosti je výška sloupce vody, při které přestane být viditelná bílá deska nebo písmo určitých rozměrů. K měření průhlednosti vody se používá Secciho deska.

Průhlednost vody je informace, která signalizuje intenzitu zákalu v horních vrstvách vody, a tedy hustotu partikulí ve vodě. Původ těchto partikulí (a tedy příčiny zákalu) je dvojí: buď jde o neživé částečky z půdní eroze, zvířené sedimenty a podobně, nebo se jedná o živé organismy, především o řasy a sinice (tzv. vegetační zákal). U rybníků s většími obsádkami kapra (v důsledku rytí ve dně) se vyskytuje zákal, který je vegetačního i abiotického původu. Po prudkých deštích se v rybnících objevuje zákal abiotického původu v důsledku splachů. Změna průhlednosti však nastává i působením silného větru, který promíchá horní vrstvu vody v nádrži a poruší původní rozložení mikroorganismů ve vodě (např. při bouřkách).

Průhlednost vody je parametr velmi snadno a rychle stanovitelný a navíc poskytuje důležité informace. U vysoce eutrofních (poly až hypertrofních) rybníků se doporučuje měřit průhlednost vody: zejména v jarním období častěji (jednou i dvakrát týdně), neboť, jak je níže uvedeno, vývoj průhlednosti může signalizovat důležité změny v chemismu vody. Zelený zákal a snižující se průhlednost signalizuje zvyšování hodnot pH, naopak, rychle se zvyšující průhlednost, možnost vzniku kyslíkového deficitu.

Běžné hodnoty průhlednosti vody v rybnících by se ve vegetačním období měly pohybovat řádově v desítkách cm.

Průhlednost vody se může výrazně změnit i během několika dnů, zejména za teplých dnů počátkem léta, kdy dochází v eutrofních nádržích k rychlému rozvoji sinic a řas. Další rychlá změna může nastat v momentě, kdy dojde ke snížení vyžíracího tlaku rybí obsádky (příčinou může být úhyn části obsádky, narušení jejího zdravotního stavu nebo kombinace obou faktorů). Ryby potom neregulují svým vyžíracím tlakem rozvoj hrubého zooplanktonu. Zooplankton se přemnoží a velmi rychle redukuje množství fytoplanktonu. To se projeví zvyšováním průhlednosti vody (např. během několika dnů z původních např. 20 – 30 cm na hodnoty vyšší než 1 m). V takovém případě je třeba se zaměřit na kontroly rozpuštěného kyslíku, neboť hrozí vznik kyslíkového deficitu. Kyslíkový deficit se dostavuje v důsledku přemnožení filtrujícího zooplanktonu (dýcháním spotřebovává kyslík a navíc produkuje amoniak) a redukce producentů kyslíku (fytoplanktonu). V těchto případech lze tedy pouhým stanovením průhlednosti vody zaznamenat potenciální riziko vzniku kyslíkového deficitu. Pokud se jedná o rybník s vysokou průhledností vody a současně dobrými kyslíkovými poměry, obvykle se jedná o stav, kdy se na jeho dně vytvoří zárosty vláknitých řas nebo ponořených rostlin.

Použitá literatura (Charakteristika a význam jednotlivých fyzikálně chemických parametrů kvality vody)

AMBROŽOVÁ, J. (2003) Aplikovaná a technická hydrobiologie. Praha: Vysoká škola chemicko-technologická, 226s.

KROUPOVÁ, H. MÁCHOVÁ, J. SVOBODOVÁ, Z. (2005) Dusitany ve vodním prostředí a jejich účinky na ryby – přehled. Bulletin VÚRH Vodňany, 41 (4): 154-170.

LUCKÝ, L. (1986). Péče o zdraví a prevence chorob ryb. Praha: MZVž ČSR a ÚV ČSR, 188s.

PITTER, P. (1999). Hydrochemie. Praha: Vydavatelství VŠCHT, 568s.

PITTER, P. (2009) Hydrochemie. Praha: Vydavatelství VŠCHT, 579s.

SVOBODOVÁ, Z. GELNAROVÁ, J. JUSTÝN, J. KRUPAUER, V. MÁCHOVÁ, J. SIMANOV, L. VALENTOVÁ, V. VYKUSOVÁ, B., WOHLGEMUTH, E. (1987). Toxikologie vodních živočichů. Praha: SZN, 231s.

SVOBODOVÁ, Z. MÁCHOVÁ, J. VYKUSOVÁ, B. et al. (1992) Havarijní a dlouhodobé znečištění povrchových vod. Skriptum. Vodňany: VÚRH, 180s.

SVOBODOVÁ, Z. MÁCHOVÁ, J. VESELÝ, J. MODRÁ, H. SVOBODA, M. et al. (2003) Veterinární toxikologie. Brno: Praktická cvičení, část 1. VFU, 179s.

Použitá literatura (Chemizmus vody a nároky ryb na její kvalitu, Rybníkářství a chov ryb na Vodňansku - historie a význam)

BERKA, R. (1970) Vývoj rybničního hospodářství na Vodňansku. Vodňany: Edice Městského muzea Vodňany. 82s.

BERKA, R. (1985) Vodňanská rybářská minulost a přítomnost. Vodňany: Městský národní výbor ve Vodňanech. 107s.

ČÍTEK, J. Krupauer, V. Kubů, F. (1998) Rybnikářství. Praha: Informatorium, spol. s r.o., 306s.

FRIČ, A. (1872) Ryby země České. In: Obratlovci země České. Práce zoologického oddělení přírodovědeckého pro zkoumání Čech, s.107-129.

KUBEČKA, J. aj. (2013) Volné vody a jejich charakteristika. In: Randák aj. (2013). Rybářství ve volných vodách. Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, Fakulta rybářství a ochrany vod, Zátiší 728/II, 389 25 Vodňany, s.35-53.

PITTER, P. (2009) Hydrochemie. Praha: Vydavatelství VŠCHT, 579s.

RANDÁK, T. (2010) Vliv kontaminace vodního prostředí na ryby v České republice (habilitační práce, Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, Fakulta rybářství a ochrany vod, Výzkumný ústav rybářský a hydrobiologický), 70s.

VOSTRADOVSKÝ, J. (2013) Význam a historie rybářství ve volných vodách. In: Randák aj. (2013) Rybářství ve volných vodách. Jihočeská univerzita v Českých Budějovicích, Fakulta rybářství a ochrany vod, Zátiší 728/II, 389 25 Vodňany, s.17-31.