Acidobazické vlastnosti sloučenin rozpuštěného organického uhlíku v půdních a povrchových vodách

Save this PDF as:
 WORD  PNG  TXT  JPG

Rozměr: px
Začít zobrazení ze stránky:

Download "Acidobazické vlastnosti sloučenin rozpuštěného organického uhlíku v půdních a povrchových vodách"

Transkript

1 Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta, Ústav geochemie, mineralogie a nerostných zdrojů Acidobazické vlastnosti sloučenin rozpuštěného organického uhlíku v půdních a povrchových vodách Diplomová práce Bc. Zuzana Vanerová Vedoucí diplomové práce: RNDr. Jakub Hruška, CSc. Praha 2010

2 ABSTRAKT Práce se zabývá acidobazickými vlastnostmi přírodních organických kyselin, které výrazně ovlivňují vlastnosti vod v horských povodích. Popisuje dlouhodobý vývoj dvou rašelinných povodí Tajgy a Černého potoka ve Slavkovském lese v letech , která byla silně zasažena antropogenní acidifikací v důsledku spalování hnědého uhlí s vysokým obsahem síry v hnědouhelných elektrárnách na severu Čech. Tyto elektrárny byly odsířeny v letech , proto se jedná v první řadě o sledování změn doprovázejících pokles koncentrace aniontů silných kyselin v atmosférické depozici. Změny v chemismu organických kyselin za období let byly pozorovány i v půdních vodách smrkového, bukového a smrkového povápněného lesa z Načetína v Krušných horách. Pro posouzení podobnosti některých vlastností sloučenin rozpuštěného organického uhlíku (DOC) z globálního hlediska byly odebrány a analyzovány vzorky ze Švédska, Portorika a Konga. Studie týkající se sloučenin DOC jsou prováděny na různých místech ve světě, mnohdy se však liší použitými metodami a zdá se, že různé metody stanovení dávají různé výsledky. Tyto výsledky pak nejsou dobře srovnatelné mezi s sebou. Jedním z úkolů této práce bylo ověřit správnost, reprodukovatelnost, rozsah a chybu stanovení jedné z používaných metod stanovení množství karboxylových skupin/1 mg DOC (site density) titrace po převedení vzorku do H + cyklu. Výsledky ukázaly, že metoda splňuje všechny zmíněné požadavky dává spolehlivé a reprodukovatelné výsledky v širokém rozpětí přítomných silných a slabých kyselin s nízkou chybou stanovení. Korelační koeficient stanovení koncentrace slabých kyselin v syntetických vzorcích byl 0,993 se směrnicí 1,095 (p < 0,001) s průměrnou relativní odchylkou 5 %. Na povodích Tajga a Černý potok byl v období let pozorován statisticky významný nárůst (p < 0,01) site density (s.d.) o 23 % a 12 % respektive i specifické absorbance (As) o 22 % a 37 % respektive. Stupeň disociace karboxylových kyselin vzrostl na Tajze o 2 %, na Černém potoce o 11 %. Koncentrace DOC vykazovala výraznou sezonalitu a v průběhu měření vzrostla (na Tajze o 18 %, na Černém potoce o 8 % na koncových 31 mg/l a 51 mg/l respektive), nejednalo se však o statisticky významný nárůst. Vzrůst hodnot je s největší pravděpodobností dán poklesem iontové síly, jako výsledek poklesu atmosférické depozice. Koncentrace DOC se sumou karboxylových kyselin (c W ) vykazovaly robustní a statisticky významnou korelaci (p < 0,001). ph vzrostlo za sledované období statisticky významně pouze na Černém potoce o 8 % na koncové ph 3,9. Na Tajze byl zaznamenán nárůst 5 % na koncové ph 4,6. S.d. půdních vod ze smrkové a bukové plochy se se změnami ph výrazně neměnila. Průměrná s.d. za období let byla 12,2 µeq/l na smrkové ploše, 9,4 µeq/l na bukové ploše, rozdílné hodnoty byly způsobeny různým vegetačním pokryvem. Korelace ph s charge density (c.d.) nebyla u půdních vod ze smrku a buku také pozorována. Koncentrace DOC vykazovala statisticky významný nárůst na smrkové ploše s průměrným ročním přírůstkem 6,6 mg/l. V buku byl zaznamenán naopak statisticky významný úbytek 3,3 mg/l ročně. As na smrkové ploše vzrostla o 58 %, statisticky významně, na bukové o 30 %, statisticky nevýznamně. Výrazně odlišné parametry vykazovala vápněná smrková plocha, kde parametry s.d. a c.d. s ph statisticky významně korelovaly. V období let zde došlo k signifikantnímu poklesu koncentrace DOC ročně o 33 mg/l (p < 0,05), a statisticky nevýznamnému poklesu stupně disociace o 33 % ročně. Data shromážděná ze všech světových lokalit povrchových a půdních vod jednoznačně potvrdila robustní závislost DOC c W (p < 0,001). I zde se potvrdila pozitivní závislost site density i charge density na ph. ii

3 Průměrná s.d. všech lokalit (vyjma vápněné smrkové plochy) je 10,9 ± 2 µeq/mg DOC. Mezi lokalitami nebyl pozorován statisticky významný (ANOVA test) rozdíl v s.d. a As povrchových vod, což ukazuje na poměrně univerzální acidobazický charakter organických kyselin z různých biomů. Analytická chyba stanovení s.d. byla nejvyšší u lokalit s nejvyšším obsahem aniontů silných kyselin a naopak. iii

4 SUMMARY This thesis deals with acid-base properties of dissolved organic carbon (DOC), which markedly affect chemistry of surface and soil water in mountain catchments. It describes long-term trends of acid-base character of organic acids (humic and fulvic acids) in two acid-impacted peaty catchments Tajga and Černý potok in Slavkov Forest, western Czech Republic between Area was significantly acidified by sulfur emission from coal-burning power plants in the region which burned coal with a high content of sulfur (1 15 %). These power plants were desulphurized between and observed changes are significantly affected by decrease of strong mineral acids atmospheric deposition. Changes during the period were also studied in soil waters from Načetín in Ore Mountains. There are three forest stands spruce, beech and limed spruce stand. Limed spruce stand was limed in August For an evaluation of similarity of acid/base character of DOC samples from Sweden, Portorico and Congo were also taken. Many studies examined DOC acid/base character using different analytical methods. These methods produced different and hardly comparable results. In this work rightness, reproducibility and errors of one of these methods titration after transfering acids to H + cycle was tested. Method was used for site density determination of several different natural waters. Results showed the method as acceptable in all required parameters. Determination of carboxylic groups of organic acids in synthetic samples had correlation coefficient 0,993 (p < 0,001) with average relative error 5 %. At catchments Tajga and Černý potok statistically significant increasing of site density (s.d.) and specific absorbance (As) was observed during Growth of s.d. was 23 %, As 22 % at Tajga, 12 % and 37 % at Černý potok. Degree of dissociation increased at Tajga by 2 %, at Černý potok by 11 %. Concentration of DOC showed significant seasonality and increased during at Tajga by 18 %, at Černý potok by 8 % (not statistically significant). Increasing DOC was most probably caused by ionic strength decrease. Relationship between DOC concentration and sum of carboxylic acids (c W ) had statistically significant correlation (p < 0,001). ph increased at Tajga by 5 %, at Černý potok by 8 % to end ph 4,6 and 3,9, respectively. Soil waters from spruce and beech stand did not show marked changes in s.d. with changing ph. Average s.d. during was 12,2 µeq/l at spruce stand, 9,4 µeq/l at beech stand. Different value of s.d. was caused most probably by different vegetation. Correlation between ph and c.d. was not observed. DOC concentration had average annual increase of 6,6 mg/l at spruce stand, and decrease of 3,3 mg/l at beech stand. Both observed processes were statistically significant. Specific absorbance increased of 58 % at spruce, and by 30 % at beech stand. Significantly different conditions were observed at limed spruce stand. S.d. and c.d. indicated statistically significant correlation with ph and during concentration of DOC decreased significantly every year about 33 mg/l and degree of dissociation fell down annually 33 %. Decrease of As was about 30 % and was not statistically significant. Results from all soil and surface waters all over the world showed robust linear correlation between DOC and c W (p < 0,001). Both site density and charge density showed dependence on water ph. Average s.d. from all sites (except for limed spruce stand) was 10,9 ± 2 µeq/mg DOC. Influence of vegetation or climate on site density was not observed. Analytical error of site density determination was the highest at localities with the highest concentration of strong acid anions (SA) and the lowest at stand with low SA concentration. Differences between localities in respect of s.d. and specific absorbance were tested with ANOVA test. There were no significant differences between surface waters from the different part of the world in these parameters. iv

5 PROHLÁŠENÍ Prohlašuji, že jsem diplomovou práci vypracovala sama pod vedením školitele RNDr. Jakuba Hrušky, CSc. a všechny citované prameny jsou řádně citované v seznamu literatury. V Praze Zuzana Vanerová v

6 OBSAH 1 ÚVOD REŠERŠE METODIKA Huminové a fulvokyseliny Stanovení celkové koncentrace karboxylů HK a FK Stanovení koncentrace aniontů karboxylových skupin Stanovení anorganických kationtů a aniontů Site density - množství karboxylových skupin připadajících na 1 mg DOC Charge density - nábojová hustota aniontů organických kyselin Koncentrace DOC Absorbance ZÁJMOVÁ ÚZEMÍ Česká Republika Světové lokality VÝSLEDKY Stanovení celkové koncentrace karboxylů HK a FK v syntetických vzorcích Celkové množství sumy silných a slabých kyselin Celkové množství sumy slabých kyselin Povodí Tajga a Černý potok Chemické parametry povodí Tajga a Černý potok Lokality Švédsko, Portoriko, Kongo Chemické parametry lokalit Švédsko, Portoriko, Kongo Půdní vody z Načetína Chemické parametry půdních vod z lokalit NAC B, S, E vi

7 6 DISKUZE Stanovení celkové koncentrace karboxylů organických kyselin v syntetických vzorcích Dlouhodobý vývoj povodí Tajga a Černý potok Vývoj site density a specifické absorbance Vývoj DOC Site density, charge density ve vztahu k ph Půdní vody Porovnání světových lokalit a povrchových a půdních vod Vztah DOC - c W Site density, charge density ve vztahu k ph Site density světových lokalit Srovnání site density a specifické absorbance při 400 nm pomocí testu ANOVA ZÁVĚR POUŽITÁ LITERATURA vii

8 SEZNAM OBRÁZKŮ Obr. 1: Hodnoty site density stanovené různými vědci v letech (Hruška 2010, nepublikováno)... 4 Obr. 2: Množství emisí SO 2 vypuštěné elektrárnou Tisová v letech (Zdroj: statistiky ČEZ, 2010) Obr. 3: Odběrové místo Černý potok Obr. 4: Mapa odběrových míst ČR Obr. 5: Mapa světových odběrových míst Obr. 6: Korelace teoretických a stanovených hodnot sumy všech kyselin - c T Obr. 7: Korelace teoretických a stanovených hodnot slabých kyselin Obr. 8: Naměřené hodnoty ph, aniontů silných kyselin (SA) a sumy bazických kationtů (SBC) na povodí Tajga v období Obr. 9: Naměřené hodnoty ph, aniontů silných kyselin (SA) a sumy bazických kationtů (SBC) na povodí Černý potok v období Obr. 10: Naměřené hodnoty DOC, site density, charge density a koncentrace karboxylových kyselin na povodí Tajga v období Hodnoty DOC byly stanoveny pouze do , proto DOC a veličiny na něm závislé, jsou stanoveny pouze do tohoto data Obr. 11: Naměřené hodnoty DOC, site density, charge density a koncentrace karboxylových kyselin na povodí Černý potok v období Hodnoty DOC byly stanoveny pouze do , proto DOC a veličiny na něm závislé, jsou stanoveny pouze do tohoto data Obr. 12: Naměřené hodnoty ph, s.d. a c.d. na povodí Tajga v období Obr. 13: Naměřené hodnoty ph, s.d. a c.d. na povodí Černý potok v období Obr. 14: Naměřené absorbance a vypočítané specifické absorbance vzorků vody z povodí Tajga v období Hodnoty DOC byly stanoveny pouze do , proto je specifická absorbance, jež je k němu vztažena, stanovena pouze do tohoto data Obr. 15: Naměřené absorbance a vypočítané specifické absorbance vzorků vody z povodí Černý potok v období Hodnoty DOC byly stanoveny pouze do , proto je specifická absorbance, jež je k němu vztažena, stanovena pouze do tohoto data Obr. 16: ph z lokalit ve Švédsku, Portoriku a Kongu Obr. 17: Suma bazických kationtů z lokalit ve Švédsku, Portoriku a Kongu Obr. 18: Suma aniontů silných kyselin z lokalit ve Švédsku, Portoriku a Kongu Obr. 19: Koncentrace karboxylových kyselin z lokalit ve Švédsku, Portoriku a Kongu Obr. 20: DOC lokalit Švédsko, Portoriko, Kongo Obr. 21: Site density lokalit Švédsko, Portoriko, Kongo Obr. 22: Charge density lokalit Švédsko, Portoriko, Kongo viii

9 Obr. 23: Absorbance a specifická absorbance lokalit Švédsko, Portoriko, Kongo při 400 nm Obr. 24: Absorbance a specifická absorbance lokalit Švédsko, Portoriko, Kongo při 420 nm Obr. 25: Korelace naměřených a teoretických hodnot pro jednotlivé sady měření. Modrými kosočtverci je zaznamenána sada měření vzorků zkombinovaných ze 150 µeq/l octanu se 100, 200, 300, 500, 700 µeq/l NaCl, nebo bez něj (vzorky 6 11 uvedené v Tab. 3). Červenými čtverci je označena sada kombinovaná z 500 µeq/l octanu se stejnými koncentracemi NaCl jako předchozí set (vzorky 12 17). Zelené trojúhelníky popisují sadu 700 µeq/l octanu se zmíněnými roztoky NaCl (vzorky 18 23) a šedé křížky připadají roztokům tvořeným samotným 100, 200, 300, 500 a 700 µeq/l NaCl (vzorky 1-5) Obr. 26: Relativní odchylky od teoretické sumy silných i slabých kyselin - c T Obr. 27: Dlouhodobý vývoj site density a specifické absorbance při 400 nm na povodí Tajga Obr. 28: Dlouhodobý vývoj site density a specifické absorbance při 400 nm na povodí Černý potok Obr. 29: Sezonalita koncentrací DOC na povodích Tajga a Černý potok. Zobrazená data jsou sestavena z průměrných měsíčních hodnot koncentrací DOC naměřených v letech Obr. 30: Vývoj koncentrace DOC v měsících leden, červen a listopad na povodí Tajga v letech Obr. 31: Vývoj koncentrace DOC v měsících leden, červen a listopad na povodí Černý potok v letech Obr. 32: Vývoj koncentrace DOC na povodí Tajga a Černý potok v letech Obr. 33: Korelace rozpuštěného organického uhlíku (DOC) a sumy aniontů karboxylových kyselin na povodích Tajga a Černý potok Obr. 34: Korelace ph a sumy aniontů karboxylových kyselin na povodích Tajga a Černý potok Obr. 35: Korelace parametrů ph - site density a ph charge density na povodí Tajga Obr. 36: Korelace parametrů ph - site density a ph charge density na povodí Černý potok Obr. 37: Vývoj ph na lokalitách Tajga a Černý potok v letech Obr. 38: Vývoj charge density a specifické absorbance na lokalitě Tajga v letech Obr. 39: Vývoj charge density a specifické absorbance na lokalitě Černý potok v letech Obr. 40: Korelace ph - site density a ph charge density v půdní vodě lokality NAC B (bukový porost)48 Obr. 41: Korelace ph - site density a ph charge density v půdní vodě lokality NAC S (smrkový porost) Obr. 42: Korelace rozpuštěného organického uhlíku a sumy aniontů karboxylových kyselin v povrchových vodách z lokalit ČR, Švédsko, Portoriko a Kongo Obr. 43: Korelace rozpuštěného organického uhlíku a sumy aniontů karboxylových kyselin v půdních vodách Obr. 44: Korelace DOC c W pro povrchové a půdní vody. Povrchové vody zahrnují hodnoty DOC a c W z ČR, Švédska, Portorika a Konga, půdní vody jsou naměřené na české lokalitě Načetín ve smrkovém a bukovém lese Obr. 45: Korelace ph - site density a ph charge density v povrchových vodách ix

10 Obr. 46: Korelace ph - site density a ph charge density v půdních vodách ze smrkové a bukové plochy Obr. 47: Průměrné site density se směrodatnou odchylkou všech lokalit (v grafu není uvedena lokalita NAC E vápněná plocha, která má oproti ostatním lokalitám odlišné parametry a není proto vhodná pro komplexní posouzení všech lokalit) Obr. 48: Site density se zobrazením rozptylu chyby stanovení vypočítaného podle Köhlera a kol. (1999b). Hodnoty v grafu jsou jednotlivé s.d. (V grafu není uvedena lokalita NAC E vápněná plocha, která má oproti ostatním lokalitám odlišné parametry a není proto vhodná pro komplexní posouzení všech lokalit) Obr. 49: Vyhodnocení odlišnosti site density lokalit ČR pomocí ANOVA testu Obr. 50: Vyhodnocení odlišnosti site density světových lokalit pomocí ANOVA testu Obr. 51: Vyhodnocení odlišnosti specifické absorbance lokalit ČR pomocí ANOVA testu Obr. 52: Vyhodnocení odlišnosti specifické absorbance světových lokalit pomocí ANOVA testu x

11 SEZNAM TABULEK Tab. 1: Chyba stanovení aniontů silných kyselin, TOC a titrace (převzato z Köhler a kol. 1999b) Tab. 2: Složení syntetických roztoků solí slabých a silných kyselin Tab. 3: Výsledky stanovení celkového množství kyselin (c T ) v syntetických roztocích s absolutními a relativními odchylkami Tab. 4: Výsledky naměřeného množství slabých kyselin (c W ) v syntetických roztocích s absolutními a relativními odchylkami Tab. 5: Chemismus vod povodí Tajga a Černý potok. Hodnoty jsou aritmetickými průměry z období leden 2009 červen 2010 anorganické parametry Tab. 6: Chemismus vod povodí Tajga a Černý potok. Hodnoty jsou aritmetickými průměry z období leden 2009 červen 2010 organické parametry Tab. 7: Chemismus vod povodí Tajga a Černý potok. Hodnoty jsou aritmetickými průměry z období leden 2009 červen 2010 absorbance, specifická absorbance Tab. 8: Průměrný chemismus vod z lokalit ve Švédsku, Portoriku a Kongu anorganické parametry Tab. 9: Chemismus vod z lokalit ve Švédsku, Portoriku a Kongu organické parametry Tab. 10: Chemismus vod z lokalit ve Švédsku, Portoriku a Kongu absorbance a specifická absorbance při 400 nm a 420 nm Tab. 11: Chemismus půdních vod z lokality Načetín anorganické parametry (NAC B buková plocha, NAC S smrková plocha, NAC E experimentální povápněná plocha ve smrkovém lese) Tab. 12: Chemismus půdních vod z lokality Načetín organické parametry (NAC B buková plocha, NAC S smrková plocha, NAC E experimentální povápněná plocha ve smrkovém lese) Tab. 13: Absorbance a specifická absorbance půdních vod z lokality Načetín při 400 nm a 420 nm (NAC B buková plocha, NAC S smrková plocha, NAC E experimentální povápněná plocha ve smrkovém lese) Tab. 14: Chyba stanovení site density jednotlivých lokalit xi

12 SEZNAM POUŽITÝCH ZKRATEK A - absorbance A - - koncentrace organických aniontů As specifická absorbance AAS atomová absorpční spektroskopie BC AVČR Biologické centrum akademie věd České Republiky c.d. charge density c S koncentrace všech aniontů silných minerálních kyselin c T - koncentrace všech kyselin c W koncentrace karboxylů HK a FK DOC rozpuštěný organický uhlík (dissolved organic carbon) FK fulvokyseliny HK huminové kyseliny HPLC kapalinová chromatografie (high performance liquid chromatography) ICP indukčně vázané plasma ICP IM - International Cooperativ Program - Integrated Monitoring Ka disociační konstanta pka - záporný dekadický logaritmus disociační konstanty SA suma aniontů silných kyselin SBC suma bazických kationtů s.d. site density TOC celkový organický uhlík (total organic carbon) xii

13 PODĚKOVÁNÍ Děkuji na tomto místě v první řadě svému školiteli RNDr. Jakubu Hruškovi, CSc. za vstřícný přístup, trpělivost a pomoc, kterou mi při tvorbě práce poskytoval. Zároveň mu děkuji za zajištění finančních prostředků, které byly k uskutečnění práce potřeba. Dále děkuji pracovníkům České geologické služby, kteří mi byli v práci nápomocni odběrem vzorků v terénu, zásobováním vědeckými články, tvorbou podkladových map, statistickým vyhodnocením, humornými poznámkami, zapůjčením dusičnanu stříbrného i všeobecnou pomocí a podporou v laboratoři i mimo ní. Děkuji RNDr. Pavlu Krámovi, Ph.D., Mgr. Filipovi Oulehlemu, Ph.D., Ing. Oldovi Myškovi, Mgr. Tomášovi Chumanovi, Ph.D., laborantce pí. Vlaďce Chlupáčkové a Ing. Jaromíru Šiklovi, Ing. Rosině Kašičkové, Ing. Věře Zoulkové, pí. Stefanii Obermajerové. Za pomoc s měřením DOC děkuji doc. Ing. Josefu Hejzlarovi, CSc. z Hydrobiologického ústavu BC AVČR v Českých Budějovicích. Za zázemí, vstřícnost, rady, filtry a zapůjčený spacák, které mi byly poskytnuty ve škole děkuji RNDr. Vojtěchu Ettlerovi, Ph.D., RNDr. Markovi Maturovi, Mgr. Petru Drahotovi, Ph.D., Mgr. Martině Vítkové a laborantkám pí. Marii Fayadové a pí. Lence Jílkové. Velký dík na závěr patří mým rodičům, partnerovi a kamarádům, kteří mě podporovali při tvorbě diplomové práce i v průběhu studia. xiii

14 1 ÚVOD Tato práce se zabývá acidobazickými vlastnostmi přírodních organických kyselin, které výrazně ovlivňují vlastnosti vod v horských povodích. Sleduje dlouhodobý vývoj dvou rašelinných povodí Tajgy a Černého potoka ve Slavkovském lese v letech , vývoj vlastností organických kyselin v půdních vodách smrkového, bukového a smrkového povápněného lesa na Načetíně v Krušných horách a zahrnuje srovnání těchto lokalit s povrchovými vodami ze Švédska, Portorika a Konga. V posledních letech výzkumu se objevila řada metod stanovení koncentrace organických kyselin přírodního původu (huminových kyselin a fulvokyselin). Jak se však zdá, různé metody poskytují poměrně odlišné výsledky. Nebylo tedy zcela zřejmé, zda acidobazické vlastnosti organických kyselin vykazují rozdílné vlastnosti kvůli použité analytické metodě, či zda jsou jejich acidobazické charakteristiky v různých ekosystémech a jejich částech skutečně rozdílné. Je proto žádoucí používat jednu spolehlivou metodu, dávající reprodukovatelné výsledky v širokém rozpětí obsažených silných a slabých kyselin, s nízkou chybou stanovení. Ta by měla umožnit spolehlivé posouzení některých globálních trendů vývoje vlastností organických kyselin a porovnání výsledků dosažených různými týmy vědců po celém světě. Cíle této práce jsou proto následovné: 1. Ověřit správnost metodiky stanovení koncentrace karboxylových skupin organických kyselin ve vodách titrační metodou po převedení vzorku do H + cyklu, její rozsah a chybu stanovení. 2. Posoudit dlouhodobý vývoj acidobazických vlastností organických kyselin v povrchových vodách, které byly v minulosti silně postiženy antropogenní acidifikací. 3. Porovnat acidobazický charakter přírodních kyselin z různých částí světa lišících se klimatickými a vegetačními podmínkami, typem vod a různou mírou antropogenního zasažení oblasti. 1

15 2 REŠERŠE Předmětem zkoumání této práce jsou přírodní vody obsahující vysoký podíl organických kyselin přírodního původu. Ty se dostává do vody loužením rozpustných organických složek vegetace, půdy a sedimentů (Cronan a kol. 1978, Thurman 1985, McDowell a Likens 1988, David a Vance 1991, Vance a David 1991, David a kol. 1992). Pro tuto práci jsou důležité především vody pocházející z rašelinišť s organickou složkou vzniklou bakteriálním a chemickým rozkladem rašeliníku při ph < 7. Rozmanitý původ organické matrice je důvodem široké škály molekulárních hmotností karboxylových kyselin ( ), jejich různé kyselosti a různých funkčních skupin (Perdue a Lytle 1983, Perdue a kol. 1984, Thurman 1985, Rice a MacCarthy 1991, Tipping a kol. 1991, Hruška 1999a). Základní skelet organických kyselin tvoří kondenzované aromáty s převládajícími karboxylovými funkčními skupinami (Stevenson 1994). Disociační konstanty Ka bývají obvykle vysoké, např. Perdue a kol. (1984) informoval o průměrné hodnotě pka 4,5 pro 409 známých karboxylových kyselin. Jako slabé kyseliny se organické kyseliny podílejí na pufrační kapacitě většiny přírodních vod. Pokud jsou hodnoty pka organických kyselin nižší, než první disociační konstanta kyseliny uhličité (pka = 6,3), je význam organických kyselin na pufrační kapacitě obecně vyšší u vod s nižším ph a vyšší koncentrací těchto kyselin (Eshleman a Hemond 1985, Litaor a Thurman 1988, Sullivan a kol. 1989, Cantrell a kol. 1990). Takové podmínky panují v kyselých rašelinných vodách a jsou proto ideálním prostředím pro studium chemismu přírodních organických kyselin. Složitost těchto kyselin činí práci na jejich analýze a výzkumu dost komplikovaným.počátek výzkumu acidobazických vlastností rozpuštěného organického uhlíku ve vodách se datuje k počátku průmyslové revoluce (Kornfeld 1908). Zásadní vědecký průlom však přišel až v roce 1968 ze Švédska, kdy Odén (1968) poprvé publikoval své poznatky o působení kyselých srážek. Jeho práce aktivovala řadu vědců, jejichž práce po 20 letech intenzivního výzkumu vyústila v řadu důležitých poznatků (Charles 1991, Wigington a kol. 1996). Dnes se může zdát, že zdroje kyselých dešťů jsou eliminovány, lesy obnoveny a není proto potřeba dále věnovat pozornost tomuto tématu, avšak efekt okyselení vod přetrvává a odhaduje se, že bude trvat ještě let, než se ekosystémy vrátí do původního stavu. Některé světové oblasti byly zasaženy přímo v místech a blízkosti zdrojů znečištění (např. severní a západní Čechy Hruška a kol. (1996), Hruška a Krám (2003b), Krám a Hruška (1994), Krám a kol. 2009)), jiné dálkovým transportem (např. Skandinávie Hruška a kol. 1999a, Köhler a kol. 2002). Velké množství vědců po celém světě se zabývalo účinkem kyselého deště na povrchové vody, biotu a půdu (Kauppi a kol. 1990, Hruška a kol. 1999b, Hruška a kol. 2009, Krám a kol. 2009). Kyselý déšť může vážně poškodit, nebo zcela vyhubit velké množství vodní bioty (Driscoll a kol. 1980) a lesních ekosystémů (Oulehle a kol. 2010), ovlivňuje dlouhodobou produktivitu lesa (Binkley a Högberg 1997) a může zhoršovat kvalitu a nezávadnost pitné vody (Oulehle a Hruška 2009). Vegetace vrcholové části Krušných hor byla v v průběhu 19. století kompletně přeměněna z lesů buku lesního (Fagus sylvatica) na monokultury smrku ztepilého (Picea abies), v důsledku nedostatku dřeva. Po druhé světové válce se začala v nedalekých pánvích rozvíjet a narůstat těžba hnědého uhlí. Zdejší uhlí obsahující mezi 1 15 % síry (Moldan a Schnoor 1992), se začalo pálit v nedalekých uhelných elektrárnách, které až do roku 1994 postrádaly jakékoli odsiřovací technologie. Pálení uhlí proto ústilo ve vysoké koncentrace SO 2 vypouštěné do okolního vzduchu. Znečištěné ovzduší společně s podložím citlivým na acidifikaci vedlo k masivní acidifikaci půdních a povrchových vod a přímému poškození asimilačních tkání stromů. Kolem roku 1990 zahynulo, nebo bylo na území ČR vážně poškozeno v důsledku acidifikace ha smrkových lesů (Kubelka a kol. 1993). Ve Švédsku se jako opatření proti nízkému ph a nízké alkalitě vod začalo vápnit. Toto opatření však vyvolalo nesouhlas a diskuze, protože vápnění zasahovalo i území, kde výkyvy ph a dlouhodobé snížení 2

16 ph mohou být přirozeným fenoménem vyvolaným přírodními kyselinami (Bishop a kol. 1990, Jansson a Ivarsson 1994). Tento fenomén byl popsán již v dřívějších amerických a anglických studiích (Charles 1991). Studie popisovaly přítomnost barevných kyselých jezer dlouho před nástupem acidifikace (Korsman 1993). Korsman (1993) provedl studii v severním Švédsku, které je oblastí s velmi malým vstupem kyselé depozice a je proto dodnes považováno za místo málo ovlivněné antropogenní acidifikací (Korsman 1999). Toto přesvědčení je v souladu s množstvím literatury dokumentující oblasti s kyselými půdami, ležícími často v sousedství mokřadů a rašelinišť, s malou vrstvou půdy odolné vůči zvětrávání, které mají přirozeně nízké ph (Kahl a kol. 1992, Krám a kol. (2009)). Přirozené výkyvy ph byly na těchto lokalitách připisovány ředění a organickým kyselinám (Kahl a kol. 1992, Wigington a kol. 1996). Řada vědců však poukazovala, že pro kvantifikaci role organických kyselin v přirozené aciditě a v neutralizaci antropogenní acidifikace ekosystémů by bylo třeba provést ještě řadu studií (Wright 1989, Hedin a kol. 1990). Kvantitativní rozdělení mezi přirozenou a antopogenní acidifikací by mohlo být stanoveno za širokého použití stejné spolehlivé metody řadou vědců (Köhler 1999a). Nejdříve používaný model empirického stanovení acidobazických charakteristik organických kyselin (Oliver a kol. 1983) však musel být často modifikován (Driscoll a kol. 1994, Hruška a kol. 2003a). Jedni z mála, kdo dokázali zkonstruovat funkční model využitelný pro širší rozsah dat byli Driscoll a kol. (1994), Hruška a kol. (1999b) a Hruška a kol. (2003a). Studie zaměřené na acidobazické vlastnosti DOC byly prováděny jak v Evropě, převážně ve Fenno-Skandinávii (Kortelainen 1992a, Kortelainen 1993, Hruška 1999a, Hruška a kol. 1999b, Hruška a kol. 2001) a ve střední Evropě, kde byla vyšší kyselá atmosférická depozice (Hruška a kol. 1997, Hruška a Krám 2003b, Hruška a kol. 2009), tak v Severní Americe (Oliver a kol. 1983, Driscoll a kol. 1994). Obecně tyto studie ukázaly, že organické kyseliny jsou často důležitý zdroj acidity, zvláště v malých jezerech a pramenných tocích (Driscoll a kol. 1989, Kortelainen a kol. 1989, Baker a kol. 1990, White a Shannon 1997). Mimoto další experimentální terénní studie prokázaly, že poklesy a nárůsty koncentrací silných kyselin v rašelinných vodách indukují pouze malé, nebo téměř neznatelné změny v ph (Wright 1989, Wright a kol. 1993, Hedin a kol. 1990). Tyto práce ukázaly na značnou pufrační kapacitu organických kyselin, které dokázaly pufrovat výkyvy koncentrací silných kyselin v širokém rozsahu. Na téma funkce rozpuštěného organického uhlíku v povrchových vodách na přirozenou aciditu a antropogenní acidifikaci byla napsána řada dalších prací (Driscoll a kol. 1994, Hruška a kol. 1996, Lydersen a kol. 1996, Laudon a Bishop 1999, Hruška a kol. 2001, Buffam a kol. 2007). Zmíněné studie však podaly v některých ohledech rozporuplný obraz. Výzkum zabývající se úlohou antropogenní a přirozené organické acidity na acidobazický stav hnědých vod v chronicky acidifikované oblasti ukázal, že deprotonizace organických kyselin nehraje významnou roli v ochraně vod před acidifikací (Hruška a kol. 1997). Hruška a kol. (1997) provedli experimentální acidifikaci a alkalinizaci v západních Čechách, které byly klasifikovány jako jedny z acidifikací nejpostiženějších oblastí na světě (Moldan a Schnoor 1992) aplikací kyseliny sírové a uhličitanu sodného do Černého potoka (stejné povodí, jež je použito v této práci) bohatého na organické kyseliny a zjistili neutralizaci pouze 10 % ze silných kyselin. Naměřená data z Černého potoka v letech ukázaly přibližně 50 % pokles koncentrace síranů (z 325 µeq/l na 150 µeq/l) doprovázený vzrůstem ph cca o 0,4 jednotky ph (z 3,45 na 3,8), pufrace ph rozpuštěným organickým uhlíkem (DOC) byla však velmi malá. Ve stejné periodě byly pozorovány sezonní variace u sumy organických kyselin, aniontů organických kyselin a rozpuštěného organického uhlíku, ne však dlouhodobé změny v jejich koncentracích. Vybočující výsledky naměřené v České Republice mohly být předzvěstí, že chronické a vysoké množství kyselé atmosférické depozice může vyústit v odlišné acidobazické vlastnosti organických kyselin, než jaké 3

17 mohou být zjištěny na méně zasažených místech. Eventuálně je možné, že vlastnosti DOC jsou podobné, ale s různou mírou pufrace při nižším ph v silně acidifikovaných oblastech, oproti vlastnostem zjištěným v méně postižených oblastech, např. v norských tocích. Hruška a kol. (1999b) provedl srovnávající experiment v severním Švédsku na povodí pouze lehce zasaženém acidifikací. Do toku bohatého na DOC aplikoval kyselinu sírovou a za použití stejných metod jako Hruška a kol. (1997) stanovil vlastnosti přítomných organických kyselin. Bazické kationty byly schopny neutralizovat přibližně ¼ vypuštěné kyseliny. Oproti výsledkům z ČR ale byl zaznamenán i silný pufrační efekt organických kyselin, které neutralizovaly zhruba ½ přidaných protonů. Nejvýznamnějším kationtem při neutralizaci byl Ca 2+. Vliv a charakter organické acidity byl široce studován v průběhu let, kdy nastala vlna výzkumů týkajících se acidifikace (Driscoll a kol. 1989, Kahl a kol. 1989, Köhler a kol. 1999). Empirické modely organických kyselin získané z velkých regionálních oblastí však většinou nebyly dobře porovnatelné mezi sebou navzájem. V mnoha případech byla tato nesrovnalost připisována heterogenitě charakteru organické hmoty měnící se v prostoru a čase (Schecher a Driscoll 1995, Kortelainen a kol. 1992b). Některé práce ukazovaly velké rozdíly v acidobazických vlastnostech ze sousedních a velice podobných lokalit (Lydersen 1998, Driscoll a kol. 1989), jiné značné rozdíly mezi ročními obdobími na jedné lokalitě (David a Vance 1991, David a kol. 1992). Existují však i studie s podobnými acidobazickými vlastnostmi vod z různých míst (někdy i velmi vzdálených) a s vyrovnanými acidobazickými vlastnostmi v průběhu roku (Hruška a kol. 1996, Köhler a kol. 2002). Pouze několika autorům se podařilo modelovat acidobazické vlastnosti na svých výzkumných lokalitách tak, aby vyvinutý model mohl být úspěšně aplikován i na lokalitách jiných (Driscoll a kol. 1994, Hruška 1999a, Hruška a kol. 2002, 2003a). Zůstává otázkou, zda rozdíl mezi zjištěnými acidobazickými vlastnostmi a modelovanými výsledky vyplývají z použití různých analytických metod pro separaci organických kyselin a následnou charakterizací, nebo existuje-li skutečně významná rozdílnost mezi acidobazickými vlastnostmi DOC na různých lokalitách a v průběhu roku. Hruška (2010, nepublikováno) došel k závěru, že různé hodnoty s.d. (site density) publikované v letech se liší především z důvodu použití různých metod stanovení organických kyselin (Obr. 1) ueq/mg TOC Tipping 1998 Santore et al Hruska et al Eshelman 1985 Thurman 1985 Cantrell 1990 Obr. 1: Hodnoty site density stanovené různými vědci v letech (Hruška 2010, nepublikováno) 4 Hruska et al Kohler et al Buffle 1989 Kortelainen 1992 Oliver 1983 Frimmel 1990 Kortelainen 1993 Vance and David 1991 Driscoll et al LaZerte 1984 Dempsey 1983 Driscoll et al Average

18 Jedním z problémů je výrazná nesrovnalost a velký rozptyl acidobazických vlastností stanovených in-situ ve sladkovodních systémech a vlastností stanovených z extrahovaných organických kyselin (Buffle 1988, Driscoll a kol. 1994). Titrovatelná acidita odvozená z extrahovaného organického uhlíku je příliš nízká, aby odpovídala nábojovému rozdílu přítomnému v přírodních vzorcích (Driscoll a kol. 1994). Organický materiál při měřeních ovlivnila pravděpodobně extrakce (Shuman 1990). Problémem dalších modelů je rozdílnost v komplexitě, která byla zvolena pro účely daného výzkumu. Komplexnost modelů narůstá od empirického stanovení vztahu ph-pka (Oliver a kol. 1983, Lam a kol. 1989), přes monoprotický model (Hruška a kol. 1996, Driscoll a kol. 1989, 1994) a polyprotický model s korekcí iontové síly (Alchemi, Schecher a Driscoll 1995, Köhler 1999a, Hruška a kol. 2001), k modelům zahrnujícím difúzní dvojitou vrstvu a polymerní chování organického materiálu (Tipping a Hurley 1992, de Wit a kol. 2007). Významná chyba může nastat i při stanovení sumy silných kyselin. V posledních více než deseti letech koncentrace rozpuštěného organického uhlíku v povrchových vodách na severní polokouli vzrůstá. Především pak v tocích protékajících organickými půdami, nebo zalesněným územím (Evans a kol. 2001, Driscoll a kol. 2003, Hejzlar a kol. 2003, Worall a kol. 2004, de Wit a kol. 2007, Monteith a kol. 2007). Objevilo se několik hypotéz vysvětlujících tento trend. Možný nárůst koncentrace DOC indukovaný vzrůstající teplotou, který by mohl vést k rychlejšímu rozkladu organické hmoty a tudíž vyšší produkci huminových a fulvokyselin (Evans a kol. 2001, Freeman a kol. 2001). Jiná hypotéza mluví o změně klimatu, jenž díky vzrůstající koncentraci CO 2 v atmosféře vede k vyšší čisté primární produkci (Freeman a kol. 2004). Dále může vést změna klimatu k vyššímu úhrnu srážek a k vyššímu odtoku a odnosu látek (Hongve a kol. 2004, Evans a kol. 2005). Evans a kol. (2006) však předpokládá, že nepravidelné hydrologické události jsou pravděpodobným vysvětlením plynulého a všeobecně pozorovaného nárůstu koncentrace DOC ve vodách. Naopak aerobnější podmínky v teplejších a sušších rašelinných oblastech jsou pokládány za možný faktor zvyšující produkci DOC v těchto místech (Evans a kol. 2006). Některé studie (de Wit a kol. 2007, Monteith a kol. 2007, Hruška a kol. 2009) připisují nárůst koncentrace DOC poklesu iontové síly nebo acidity půdních roztoků a povrchových vod vyplývajících ze změny složení atmosférické depozice. Hruška a kol. (2009) vzali data z uplynulých 15-ti let a ukázali ve své studii vývoj koncentrace DOC v půdních a povrchových vodách na dvou povodích ve Slavkovském lese. Povodí Lysina leželo na granitu a bylo v minulých letech silně acidifikováno, druhé (Pluhův Bor) leží na serpentinitu a nebylo nikdy acidifikováno díky dobře pufrujícím půdám (Hruška a Krám 2003). Obě povodí se v posledních 15 letech regenerují z mimořádně vysokého stupně acidifikace. Poskytují tudíž unikátní podmínky pro výzkum vlivu iontové síly, acidity a klimatu na koncentraci DOC v povrchové vodě, protože jiná výzkumná místa jsou zaměřena především na acidifikovaná a na acidifikaci citlivá místa (Evans a kol. 2005, Evans a kol. 2006, de Wit a kol. 2007, Monteith a kol. 2007). 5

19 3 METODIKA 3.1 HUMINOVÉ A FULVOKYSELINY Huminové a fulvokyseliny jsou směsí humifikací vzniklých sloučenin kyselého charakteru. Molekulové hmotnosti se pohybují v rozmezí g/mol a jejich struktury se velice liší. Základním prvkem jsou kondenzované aromáty substituované různými funkčními skupinami a obecným rysem bývají aromatické kruhy di- a tri- hydroxybenzenového typu spojené obvykle vazbami -O-, -CH 2 -, -NH 2 -, -S-. Dalším důležitým charakteristickým rysem jsou vodíkové můstky podílející se na zasíťování struktur, které způsobují tvorbu větších molekul. Na aciditě se podílejí kyselé funkční skupiny vyskytující se okolo aromatických jader: -COOH, fenolické a alkoholové OH, ketonové a chinonové =CO skupiny. Dvojné vazby a různá elektronegativita prvků vedou k delokalizaci π elektronů, což má za následek oslabení vazby mezi O a H v karboxylové skupině, tudíž snazší odštěpování H +. Okolí karboxylové skupiny má také vliv na disociaci. Nachází-li se v okolí karboxylu skupiny s kladnými indukčním efektem +I (tj. skupiny odpuzující elektrony; např. alkyly) dochází hůře k disociaci, tzn., že kyselina je slabší (má vyšší hodnotu pka), než nesubstituovaná kyselina. Záporný indukční efekt -I způsobuje opačný účinek (např. halogenkyseliny, -NO 2, -CN, -COOH, -COOR, -OR) (Červinka a kol. 1969). Čím dál se elektronegativní skupina od karboxylu nachází, tím je její efekt slabší. Pro území ČR byla vybrána horská rašeliniště, která byla v minulosti poznamenána acidifikací. Zde se vyskytují pouze kyselé vody, proto budou dále brány v potaz pouze disociační konstanty karboxylových skupin disociující v oblasti ph < 8,3. Předpoklad platí i pro ostatní vzorky. Při ph < 8,3 lze zanedbat disociaci fenolických skupin -OH, které mají hodnoty pka okolo 10 a disociují tedy až v silně alkalickém prostředí (Perdue 1985). Perdue ukázal, že největší počet disociačních konstant pka (z 409 zkoumaných) se nachází v rozmezí 4-5. Většinou tedy bude u huminových kyselin platit, že jedna molekula bude obsahovat více karboxylů o různé síle. Pro řešení se našlo více způsobů. První z možností stanovení pka HK a FK je monoprotic model (Driscoll a kol. 1989, Oliver a kol. 1983, Bishop 1990). Stanovuje se při něm pouze jedna disociační konstanta zastupující všechny přítomné HK a FK, jejíž hodnota se ale mění v závislosti na ph. Druhým způsobem je fyzikálně-chemické modelování disociace HK a FK, přestože je pouze empirické. Třetím je pak výpočet 2-3 disociačních konstant (Driscoll a kol. 1994, Hruška a kol. 1996). Výpočet je proveden na základě znalosti disociace při nízkém ph, známého celkového množství karboxylových skupin a známé koncentrace organického uhlíku. Modelování lze upřesnit a naprogramovat na určitá místa o známých specificích. Pro obecné použití se více hodí a je využívanější monoprotický model. 3.2 STANOVENÍ CELKOVÉ KONCENTRACE KARBOXYLŮ HK A FK Metodické postupy byly provedeny podle Hrušky (1994), Hrušky a kol. (1996) a Köhlera a kol. (1999b). Pro stanovení celkové koncentrace karboxylů byla použita acidobazická titrace, u níž se předpokládá, že: 6

20 1. Karboxyly HK a FK mají pka < 8,3 2. Všechny anionty kyselin je možno protonizovat na volné kyseliny pomocí ionexu v H + cyklu a po protonizaci lze provést kvantitativní titrační stanovení. 3. Ve vzorku se vyskytují také silné minerální kyseliny a jejich soli, které jsou protonizovány společně s karboxylovými kyselinami. Výsledkem titrace je stanovení celkové koncentrace směsi minerálních i karboxylových kyselin. 4. Koncentraci karboxylů slabých organických kyselin dostaneme po odečtení koncentrace aniontů silných kyselin. Ty se stanovují zvlášť na HPLC (SO NO Cl - ). Protonizace kyselin a stanovení koncentrace karboxylových kyselin Příprava ionexu Skleněná kolona o průměru 1 cm byla naplněna silným katexem DOWEX 50W, 50/100 mesh do výšky 5-6 cm (objem ionexu ~ 4-5 ml). Do H + cyklu se ionex převedl 100 ml 3M HCl pumpovanou peristaltickou pumpou rychlostí 11 ml/s. Poté byl ionex promyt cca 500 ml deionizované vody do negativní reakce na Cl - (přítomnost chloridů se zkouší pomocí AgNO 3, který při reakci s Cl - tvoří bílou sraženinu). Po této přípravě lze protonizovat 5-8 vzorků o objemu ~ 200 ml v závislosti na teplotě a mineralizaci vody. Odměrný roztok 0,005 M NaOH V málo koncentrovaných roztocích NaOH dochází k rozpouštění atmosférického CO 2 za vzniku uhličitanů. Z toho důvodu byl odměrný roztok připraven vždy čerstvý ze zásobního roztoku 0,5 M NaOH, u nějž k rozpouštění dochází pouze omezeně. Pro stanovení faktoru 0,005 M NaOH byl pokaždé připraven čerstvý roztok 0,02 M kyseliny šťavelové (COOH) 2. Roztok 0,02 M kyseliny šťavelové (COOH) 2 Teoretické množství navážky pro výrobu 0,02 M (COOH) 2 je 0,6304 g na 0,5 l. 1 ml tohoto roztoku (rozředěný cca 25 ml deionisované vody) je titrován 0,005 M NaOH a stanoven jako faktor. Postup stanovení: Vzorek musí mít laboratorní teplotu (chladný vzorek ohřívající se až na povrchu ionexu by rychle zaplynil kolonu; zahřívání způsobuje uvolňování plynů z roztoku). Kolonou prolijeme cca 50 ml 3 M HCl a ionex převedeme do H + cyklu. Poté promyjeme deionisovanou vodou, do negativní reakce s AgNO 3. Prvních 30 ml vylijeme, dalších 75 ml jímáme pro titraci. Při protonizaci vzorku (vyjma organicky vázaného Al a Fe) jsou kationty zachyceny na ionexu a vyměněny za H +. Část Al a Fe zůstávají vázané v nedisociovaných komplexech s organickými ligandy molekul HK a FK. Konstanty stability komplexů Al a Fe mají vyšší hodnoty než rovnovážná konstanta výměnné reakce mezi H + a kationty a k disociaci dochází až při ph>7 (Driscoll a kol. 1989). Lze je tedy pro naše stanovení zanedbat. V českých rašelinných vodách zůstává takto vázáno % Fe a % Al, ostatní kationty jsou ze vzorku odstraněny (Hruška 1994). 7

21 Druhým krokem stanovení byla titrace. K titraci bylo použito zařízení od firmy Radiometr Copenhagen automatická byreta ABU-80, titrátor TTT-85, titrační stojánek TTA-60 a kombinovaná ph elektroda GK 401-C. 25 ml protonizovaného vzorku nejprve 3 min probubláme N 2 pro odstranění rozpuštěného atmosférického CO 2 a poté ztitrujeme do ph = 8,3. Takto stanovená celková koncentrace všech kyselin byla označena jako c T. Od koncentrace všech kyselin se odečetla suma koncentrací aniontů silných minerálních kyselin - c S stanovených HPLC: c S = 2[SO 4 2- ] + [NO 3 - ] + [Cl - ], (1) a v posledním kroku jsme zjistili koncentraci karboxylů HK a FK c W odečtením sumy koncentrací aniontů silných minerálních kyselin - c S od koncentrace všech kyselin c T : c W = c T c S. (2) 3.3 STANOVENÍ KONCENTRACE ANIONTŮ KARBOXYLOVÝCH SKUPIN Koncentrace aniontů karboxylových skupin slouží k určení: a) příspěvku HK a FK k volné aciditě (tj. ph) b) kyselinové neutralizační kapacity (celkové alkalitě) c) aktuálního stupně disociace karboxylových skupin. Lze ji stanovit výpočtem jako rozdíl koncentrací anorganických kationtů nevázaných v organických komplexech a anorganických aniontů, výsledkem je koncentrace aniontů karboxylových skupin HK a FK. Definice koncentrace RCOO- podle Driscolla a kol. (1989): RCOO - = (2[Ca 2+ ] I + 2[Mg 2+ ] I + [K + ] I + [Na + ] I + n[al n+ ] I + [H + ]) (2[SO 4 2- ] + [NO 3- ] + [Cl - ] + [F - ] + 2[CO 3 2- ] + [HCO 3- ]), (3) kde I je znaménkem pro anorganickou frakci prvku, n+ značí náboj anorganické frakce Al (zahrnuje i anorganické komplexy Al). Koncentrace jsou udávány v µmol/l. Hruška (1994) ve své práci tvar této rovnice rozšířil a doplnil o některé členy: RCOO - = (2[Ca 2+ ] I + 2[Mg 2+ ] I + [K + ] I + [Na + ] I + n[al n+ ] I + [H + ] + 2[Mn 2+ ] I + 2[Zn 2+ ] I + 2[Fe 2+ ] I ) (2[SO 4 2- ] + [NO 3- ] + [Cl - ] + [F - ] F + 2[CO 3 2- ] + [HCO 3- ]), (4) 8

22 kde F značí volný iont F -, komplexovaná část F - je započtena v n+ iontu Al. Dále v práci je RCOO - označováno jako A -. Pro ověření správnosti postupu stanovení celkové koncentrace karboxylů HK a FK byly připraveny syntetické vzorky. Jako analog přírodních kyselin byl použit octan sodný CH 3 COONa obsahující po projití ionexem jednu karboxylovou skupinu. Jako analog silných kyselin byl vybrán chlorid sodný NaCl, ionexem převedený na HCl. Z těchto dvou sloučenin byly vyrobeny zásobní roztoky o koncentracích 10 mmol/l CH 3 COONa a 10 mmol/l NaCl. Příprava zásobních roztoků: 10 mmol/l CH 3 COONa V 1 l bylo rozpuštěno 0,5844 g pevného CH 3 COONa, roztok byl skladován v lednici. 10 mmol/l NaCl V 1 l bylo rozpuštěno 0,8204 g pevného NaCl, roztok byl skladován v lednici. Postup stanovení množství slabých a silných kyselin v roztoku: Roztoky byly připraveny do 0,5 l odměrných baněk. Do baněk bylo napipetováno vypočtené množství jednoho, nebo obou roztoků (viz Tab. 2) a doplněno do 0,5 l deionisovanou vodou. Další postup byl shodný s postupem uplatňovaným pro vzorky. 3.4 STANOVENÍ ANORGANICKÝCH KATIONTŮ A ANIONTŮ Kationty byly stanoveny v laboratořích ČGS a PřF UK následujícími metodami: a) Ca 2+, Mg 2+, Na +, K +, Fe 2+ a Al spektrometrií ICP nebo AAS. b) NH 4 + spektrofotometricky jako indofenolová modř. Anionty SO 2-4, NO 3-, Cl - byly stanoveny v laboratořích ČGS metodou HPLC na přístroji ALLTECH/KNAUER s vodivostní detekcí. Pro měření ph byla využita kombinovaná ph elektroda GK 2401-C Radiometr s titrátorem TTT-85 Radiometr. Pro stanovení kyselinové neutralizační kapacity (celkové alkality) byla použita Granova titrace 0,1 M HCl v Hruškově úpravě (Hruška 1991) s vyhodnocením v programu TITRACE (Hruška a Rieger 1992). 9

23 3.5 SITE DENSITY MNOŽSTVÍ KARBOXYLOVÝCH SKUPIN PŘIPADAJÍCÍCH NA 1 mg DOC Site density s.d. je podílem karboxylových skupin [µeq/l] a koncentrace DOC [mg/l]. Udává množství karboxylových skupin připadajících na 1 mg organického uhlíku organické kyseliny.význam veličiny je v možnosti porovnání hodnot z různých lokalit a metod stanovení. s.d. = c W / DOC [µeq/1 mg DOC], (5) Chyba stanovení site density je provedena podle vyhodnocení uvedeného Köhlerem a kol. (1999b). Chyby při stanovení site density mohou nastat ze tří důvodů: při stanovení TOC, při stanovení sumy aniontů silných kyselin (c S ) a při titraci (c T ). Standardní odchylka může být odvozena z nejistoty v jednotlivých analýzách: σc S = (σso σno σcl - )(µmol/l) (6) σc T = (σc A + σc T ) (µmol/l) (7) σs.d. = 0,01 x s.d. x [(100σc T (s.d. x TOC -1 )) 2 + σ 2 TOC)] (µmol/l) (8) Pro tento výpočet předpokládáme, že relativní směrodatná odchylka při stanovení jednotlivých aniontů silných kyselin a TOC je okolo 5 %, pro titraci 3% (Tab. 1). A- v tabulce značí koncentraci organických aniontů. Tab. 1: Chyba stanovení aniontů silných kyselin, TOC a titrace (převzato z Köhler a kol. 1999b) poměr A - /c T Chyba (%) Vyhodnocení odlišnosti lokalit bylo provedeno pomocí statistického testu ANOVA v NCSS programu. 3.6 CHARGE DENSITY NÁBOJOVÁ HUSTOTA ANIONTŮ ORGANICKÝCH KYSELIN Charge density c.d. udává množství náboje organických aniontů [µeq/l] připadajících na 1 mg DOC [µeq/1 mg DOC] za daných acidobazických podmínek (Wright 1987). Charge density oproti site density zohledňuje aktuální disociační stav karboxylových skupin a vyjadřuje jej v absolutním množství náboje. Jsou-li karboxyly zcela nedisociovány, je charge density 0 a karboxyly nenesou žádný náboj. V opačném případě, za úplné disociace, je hodnota 1 a je rovna hodnotě site density. Roste-li ph, stoupá i stupeň disociace a nábojová hustota karboxylů. c.d. = A - /DOC [µeq/1 mg DOC], (9) kde A- je koncentrace organických aniontů. Pokud hodnotu c.d. vydělíme site density a vynásobíme 100, dostaneme stupeň disociace v %. 10

24 3.7 KONCENTRACE DOC Celkový organický uhlík (TOC) je nejdůležitějším měřítkem koncentrace organických látek ve vodě. Skládá se ze dvou složek - rozpuštěného organického uhlíku (DOC) a nerozpuštěného organického uhlíku. Analýzy byly provedeny na přístroji SHIMADZU, model TOC 5000 A v Hydrobiologickém ústavu BC AVČR v Českých Budějovicích, nebo na přístroji TECKMAR-DORHMANN Appolo 900 České geologické služby. U přírodních vod (bez zatížení průmyslovými odpady) je DOC úzce spjat s koncentrací karboxylů (Hruška 1994). Při analýze se nejprve stanoví celkový uhlík katalytickou oxidací organických látek na CO 2 za vysoké teploty (680ºC). V druhém kroku se po okyselení kyselinou fosforečnou stanoví anorganický uhlík. DOC je výsledkem rozdílu celkového a anorganického uhlíku. DOC získáme odfiltrováním nerozpuštěného podílu přes filtr 0,45 µm, v naší práci alternativně přes 0,22 µm filtr. 3.8 ABSORBANCE Spektrofotometrie ve viditelné a ultrafialové (VIS/UV) slouží jako kvantitativní analytická metoda ke stanovení nejrůznějších organických a anorganických látek. Absorbance roztoku je přímo úměrná koncentraci analytu ve vzorku podle Lambertova-Beerova zákona (Katedra analytické chemie PřF UK 2004): A λ = ε λ. d. c, kde (10) A λ - absorbance roztoku při vlnové délce λ ε λ - molární absorpční koeficient roztoku [l.mol 1.cm 1 ] d - optická dráha paprsku, tedy tloušťka kyvety [cm] c - molární koncentrace analytu [mol.l 1 ] Huminové látky barví vody do žluta, žlutohněda až hněda. Maximální absorbance se pohybuje v rozpětí nm. V této práci proto byly pro posouzení barevnosti vzorků zvoleny 2 vlnové délky 400 a 420 nm. Absorbance byla měřena na spektrofotometru Perkin-Elmer HITACHI 200 České geologické služby. Pro možnost porovnávání lokalit mezi sebou je absorbance vztažena obdobně jako charge density a site density na 1 mg DOC a vynásobena 100: As = A/DOC. 100 [absorbance/1 mg DOC]. (11) 11

25 4 ZÁJMOVÁ ÚZEMÍ 4.1 ČESKÁ REPUBLIKA České vzorky vod byly nabrány v západních Čechách ve Slavkovském lese v okruhu 2 km od osady Kladská. Zkoumané území leží na parovině Slavkovského lesa s průměrnou nadmořskou výškou kolem 900 m n. m a dvěma vrcholy Lesným (983 m n. m.) a Lysinou (982 m n. m.). Geologická skladba je tvořena převážně regionálně metamorfovanými horninami (rulami, amfibolity, rohovci). Do krystalinika zde vstupují masivy hercynského granitu. Průměrná roční teplota na Kladské je 5 ºC, úhrn srážek 950 mm. Vegetační pokryv sestává převážně z monokultury smrku ztepilého (Picea abies) s přimísením buku lesního (Fagus sylvatica). Až do začátku 19. století tvořili původní vegetaci jedle bělokorá (Abies alba), buk lesní (Fagus sylvatica) a smrk ztepilý (Picea abies). 12 km jižně od Kladské se nachází hnědouhelná elektrárna Tisová, ležící v nadmořské výšce 405 m n.m. Tisová byla první československou velkoelektrárnou, založenou v r Až do r. 1997, kdy byla kompletně odsířena, se podílela na masivním vypouštění emisí způsobujících kyselé deště (emise SO 2 a NO x ), viz Obr. 2. V roce 1991 Tisová produkovala více jak dvojnásobek prvního údaje v grafu tun SO 2 za rok (Hruška 1994). Kladská, navzdory malé vzdálenosti od Tisové, byla účinku emisí relativně ušetřena díky převládajícímu západnímu a severozápadnímu proudění větrů. Ostatní významné zdroje znečištění leží taktéž na východ. Obsah síry v uhlí ze sokolovské pánve, které se v elektrárnách pálí, se pohybuje mezi 2 12 %. Obr. 2: Množství emisí SO 2 vypuštěné elektrárnou Tisová v letech (Zdroj: statistiky ČEZ, 2010) Černý potok Černý potok odvodňuje rašeliniště Filc na Lysině (Obr. 3). Vytéká z něj severozápadním směrem v nadmořské výšce 930 m n.m. Odběrové místo bylo zvoleno tak, aby zde celoročně proudila voda a zároveň bylo co nejblíže rašeliništi. Rašeliniště Filc na Lysině je od roku 1933 vyhlášené národní přírodní rezervací - Kladské rašeliny. Rozprostírá se na ploše 82 ha, z čehož 15,2 ha náleží povodí Černého potoka. Objem rašeliny je zde 1,1 milionu m 3, maximální mocnost rašeliny dosahuje 5 m. Podloží rašeliniště tvoří převážně žula, na jejímž povrchu jsou různě kaolinizované živce. V nejvyšší části rašeliniště probíhá rozhraní čedičového sopouchu Lysiny a žuly. 12

26 Tajga Obr. 3: Odběrové místo Černý potok Potok, na němž leží odběrové místo Tajga, nepramení přímo v rašeliništi Tajga. Přitéká do něj od jihu, poté ho protéká a ústí do Kladského rybníka. Odběrové místo se nachází cca 50 m od ústí do rybníka v nadmořské výšce 813 m n.m. Voda zde proudí celý rok. Rozloha rašeliniště Tajga je 125 ha, objem 1,5 milionu m 3, mocnost rašeliny je až 6 m. Podloží je opět tvořeno žulovým eluviem. Vegetační pokryv tvoří převážně borovice blatka (Pinus mugo ssp. Rotundata). Načetín (NAC) Lokalita Načetín se nachází v Krušných horách, blízko česko-německé hranice. Vzorky pocházejí ze 3 stanovišť. Ze smrkového porostu (NAC S), ze smrkového povápněného porostu (NAC E) a bukového porostu (NAC B). Místa NAC S a NAC E jsou od sebe vzdálena 50 m. Místo NAC B je od obou míst ve vzdálenosti 700 m. Krátké vzdálenosti mezi lokalitami B, E, S byly zvoleny kvůli možnosti sledování vývoje lokalit se stejným historickým vývojem (především klimatu, znečištění a acidifikace). Převládající půdou jsou zde kambisoly (Černý a Pačes 1995). NAC S leží v nadmořské výšce 784 m n.m., v porostu cca 70-ti letého smrku ztepilého (Picea abies), který v minulosti nebyl vápněn. Stejné podmínky panují i na stanovišti NAC E, které však bylo na podzim 2007 experimentálně povápněno dolomitickým vápencem v množství 3 t/ha. Stanoviště NAC B leží cca ve 120-ti letém bukovém porostu (Fagus sylvatica) v nadmořské výšce 823 m n.m na území částečně zasaženém vápněním, které v minulosti proběhlo na sousedním plochách. Plocha NAC S byla monitorována od počátku osmdesátých let (Dambrine a kol. 1993), intenzivněji v letech (Schulze 2000) a společně se stanovištěm NAC B od roku Průměrný roční úhrn srážek pro Načetín činil přibližně 1100 mm. 13