Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav rybářství a hydrobiologie Likvidace sinic a řas ekologicky šetrným algicidem

Transkript

1 Mendelova univerzita v Brně Agronomická fakulta Ústav rybářství a hydrobiologie Likvidace sinic a řas ekologicky šetrným algicidem Diplomová práce Vedoucí práce: doc. Ing. Radovan Kopp, Ph.D. Vypracoval: Bc. Tomáš Vaněk Brno 2012

2 PROHLÁŠENÍ Prohlašuji, ţe jsem diplomovou práci na téma likvidace sinic a řas ekologicky šetrným algicidem vypracoval samostatně a pouţil jen pramenů, které cituji a uvádím v přiloţeném seznamu literatury. Diplomová práce je školním dílem a můţe být pouţita ke komerčním účelům jen se souhlasem vedoucího diplomové práce a děkana Agronomické fakulty Mendelovy univerzity v Brně. dne podpis diplomanta.

3 PODĚKOVÁNÍ Příspěvek byl zpracován s podporou Výzkumného záměru č. MSM Biologické a technologické aspekty udrţitelnosti řízených ekosystémů a jejich adaptace na změnu klimatu uděleného Ministerstvem školství, mládeţe a tělovýchovy České republiky. Děkuji doc. Ing. Radovanu Koppovi, Ph.D. za čas, který mi věnoval při konzultacích a odborných radách po dobu zpracování mé diplomové práce. Všechny rady byly odborně zodpovězeny a vţdy přistupoval k dotazům profesionálně.

4 ABSTRAKT Moje diplomová práce je zaměřena na likvidaci sinic a řas ekologicky šetrným algicidem. Předmětem práce jsou prvotní experimenty s kyselinou pelargonovou, guanicidem a jeho kombinace s ostatními přípravky a 1 % PHMG a jeho kombinace s ostatními přípravky. Testy probíhaly v laboratorních podmínkách za konstantních podmínek se zelenou řasou Desmodesmus communis. Vzhledem k nedostatku informací o přípravcích a jejich toxických účincích byly zvoleny pro testy se zelenou řasou Desmodesmus communis koncentrace 1, 10 a 50 ml.m -3. Sledovali jsme inhibici fotosyntézy pomocí úbytku koncentrace chlorofylu a. Dále byly prováděny krátkodobé testy toxicity na rybách Poecilia reticulata a stanovení střední letální koncentrace. Pro krátkodobé testy toxicity byly zvoleny koncentrace u kyseliny pelargonové 0,5; 0,6; 0,7; 0,8 a 0,9 ml.l -1, u guanicidu 0,1; 0,3; 0,7; 0,8 a 0,9 ml.l -1 a u 1 % PHMG 0,5; 0,7; 0,9; 1,1 a 1,5 ml.l -1. Střední letální koncentrace (48LC 50 ) u kyseliny pelargonové byla 0,493 ml.l -1. U guanicidu byla 48LC 50 0,177 ml.l -1 a u 1 % PHMG byla 48LC 50 0,095 ml.l -1. Klíčová slova: algicidní látka, koncentrace, sinice, zelená řasa, inhibice, stimulace, kyselina pelargonová, guanicid, polyhexamethylene guanidine hydrochloride ( PHMG), IC 50, LC 50 ABSTRACT My thesis is focused on the destruction of cyanobacteria and algae environmentally friendly algaecides. This thesis investigates the initial experiments with pelargonic acid, guanidine and its combination with other substances and 1% PHMG and its combination with other substances. Tests conducted in the laboratory under constant conditions with green algae Desmodesmus communis. Due to the lack of information about products and their toxic effects have been selected for the tests with the green algae Desmodesmus communis concentration of 1, 10 and 50 ml.m -3. We observed inhibition of photosynthesis by the loss of chlorophyll a concentrations. Were also carried out short-term toxicity tests on fish Poecilia reticulata and the determination of median lethal concentration. For short-term toxicity tests were selected pelargonic acid concentration at 0,5; 0,6; 0,7; 0,8 and 0,9 ml.l -1, at guanidine 0,1; 0,3; 0,7; 0,8 and 0,9 ml.l -1 and 1% PHMG 0,5; 0,7; 0,9; 1,1 and 1,5 ml.l -1. The median lethal

5 concentration (48LC 50 ) at pelargonic acid was 0,493 ml.l -1, for guanidine 48LC 50 was 0,177 ml.l -1 and 1% PHMG 48LC 50 was 0,095 ml.l -1 Keywords: algicides, concentration, cyanobacteria, green algae, inhibition, stimulation, pelargonic acid, guanidine, polyhexamethylene guanidine hydrochloride ( PHMG), IC 50, LC 50

6 1 ÚVOD CÍL PRÁCE LITERÁRNÍ PŘEHLED ZÁKLADNÍ CHARAKTERISTIKA ŘAS Co jsou řasy? Řasy jako ekologická skupina Řasy jako producenti látek negativně ovlivňující přírodní prostředí Řasy, jejich vyuţití, akvakultura a biotechnologie ZÁKLADNÍ CHARAKTERISTIKA SINIC Morfologie a funkce buněk Ekologie a adaptabilita sinic BIOLOGICKY AKTIVNÍ LÁTKY PRODUKOVANÉ SINICEMI VODNÍHO KVĚTU Toxiny sinic Vliv caynotoxinů na teplokrevné obratlovce a na zdraví obyvatel Vliv cyanotoxinů na ryby a vodní ţivočichy Řasy a sinice jako alergeny MOŢNOSTI A PRINCIPY OMEZENÍ MASOVÉHO ROZVOJE SINIC Zásahy ve vodním sloupci Sražení fosforu z vodního sloupce Sráţení fosforu z vodního sloupce za vyuţití Al2(SO4) Sráţení fosforu z vodního sloupce za vyuţití Polyaluminium chloridu (PAX-18) Sráţení fosforu z vodního sloupce za vyuţití FeCl 2, FeCl Sráţení fosforu z vodního sloupce za vyuţití Ca(OH) 2, CaCO Aplikace látek cyanocidních a cyanostatických Chemické algicidní látky Vyuţití měďnatých sloučenin Cu 2+, ekologická rizika a přípustné... dávky Vyuţití sloučenin Ag +, ekologická rizika a přípustné dávky Vyuţití kyseliny pelargonové Vyuţití guanicidu Vyuţití polyhexamethylenu guanicidu hydrochloridu Ostatní anorganické cyanocidy Organické algicidní látky

7 Přírodní algicidní látky Ječná sláma Ostatní rostlinné materiály Extrakty a přírodě blízké rostlinné algistatika Ideální algicidní látka (Drábková, Maršálek 2004) Vyuţití fotosentitizérů Trendy v omezování rozvoje sinic Ošetření ultrazvukem Ošetření UV zářením Ostatní trendy MATERIÁL A METODIKA TEST AKUTNÍ TOXICITY NA RYBÁCH TEST INHIBICE RŮSTU SLADKOVODNÍCH ŘAS SPEKTROFOTOMETRICKÉ STANOVENÍ CHLOROFYLU A Činidla Postup stanovení Výpočet VÝSLEDKY TEST AKUTNÍ TOXICITY NA RYBÁCH Testované látky Sledované parametry Výsledky testu akutní toxicity na rybách TEST INHIBICE RŮSTU SLADKOVODNÍCH ŘAS Testované látky Sledované parametry Výsledky testu inhibice růstu sladkovodních řas SPEKTROFOTOMETRICKÉ STANOVENÍ CHLOROFYLU A DISKUZE ZÁVĚR PŘEHLED POUŢITÉ LITERATURY SEZNAM OBRÁZKŮ SEZNAM TABULEK

8 1 ÚVOD Sinice a řasy jsou převáţně fotoautotrofní organismy, které mají společný způsob ţivota a získávají energii pomocí fotosyntézy. Jedná se o primární producenty zhodnocující biogenní prvky, hlavně fosfor a dusík. Souhrnně jej můţeme označovat jako fytoplankton nebo fytobentos popřípadě mohou vytvářet různé nárosty na předmětech ve vodním prostředí. Jsou součástí kaţdého vodního ekosystému. Ideální prostředí pro rozvoj sinic a řas je eutrofní aţ hypertrofií prostředí. Ve spoustě případů dochází právě v eutrofním prostředí k přemnoţení sinic a řas, coţ v mnoha případech můţe způsobovat problémy. Většinou dochází ke kyslíkovým výkyvům mezi dnem a nocí, kdy v odpoledních hodinách je vysoký obsah kyslíku ve vodě a naopak v ranních hodinách můţe nastat deficit, který můţe způsobit hromadný úhyn vodních ţivočichů včetně rybí obsádky. Právě proto se čím dál častěji řeší otázka způsobu omezování sinic a řas a vytvoření rovnováţného prostředí, ve kterém tyto problémy nebudou nastávat. Existuje celá řada opatření. Mezi hlavní způsoby omezení sinic a řas je aplikace algicidních látek přírodního nebo chemického původu. V České republice se hodně často vyuţívá síran měďnatý, díky vysoké účinnosti, snadné aplikaci a především nízké pořizovací ceně. Často pouţívané jsou koagulanty, které fungují na principu vysráţení fosforu z vodního sloupce a sníţení trofie vod, která je tak důleţitá pro masivní rozvoj sinic a řas. V současné době se objevuje celá řada algicidních nebo algistatických látek a z prvotních testů je zřejmě, ţe se jedná o nadějnou skupinu látek, která by v budoucnu mohla pomoci v boji proti masivnímu rozvoji sinic a řas ve volné přírodě. Ve spoustě případů jsou látky jako guanicid, jeţ je povaţovaný za nadějnou algicidní látku, pouţívány k úpravě vody ve vodárenství nebo v bazénech. Naopak jejich negativní stránka spočívá ve vysoké pořizovací ceně a to můţe být problém pro řadu menších a středních podniků, které uţ tak mají vysoké náklady a nemohou si dovolit nakupovat tyto, byť účinné látky, ale pro ně příliš drahé. 8

9 2 CÍL PRÁCE Tato diplomová práce vznikla za účelem seznámení se s novými přípravky, které nám v budoucnu mohou pomoci při boji proti masivnímu rozvoji sinic a řas. Jelikoţ se jedná o přípravky, o kterých se mnoho neví, snaţili jsme se stanovit pro jednotlivé přípravky účinné koncentrace, které u sinic a řas vyvolají inhibici a nebudou mít na rybí obsádku negativní vlivy. 9

10 3 LITERÁRNÍ PŘEHLED 3.1 Základní charakteristika řas Kalina a Váňa (2005) uvádí, ţe řasy latinsky Algea, řecky Phykos, představují skupinu, která nehledě na současné systematické zařazení do čtyř říší má řadu podobných vlastností jako biotická skupina. Studiem řas se zabývá algologie, často téţ nazývaná fykologie. V české odborné literatuře se pouţívá spojení sinice a řasy, coţ ukazuje na rozdíl mezi prokaryotními sinicemi a eukaryotními řasami. Tab. 1 Van Den Hoek et al. (1995) uvádí přehled řasových oddělení a jejich současné zařazení Impérium Říše Oddělení Prokarya Bakterie (Bacteria) Sinice (Cyanobackteria) Eukarya Prvoci (Protozoa) Eugleny (Euglenophyta) Chromista Rostliny (Plantae) Obrněnky (Dinophyta) Chlorarachniophyta Skrytěnky (Cryptophyta) Heterokontophyta Glaucophyta Ruduchy (Rhodophyta) Zelené řasy (CHlorophyta) Paroţnatky (Charophyta) Co jsou řasy? Kalina a Váňa (2005) uvádí, ţe řasy jsou převáţně fotoautotrofní oraganismy, které mají oxygenní fotosyntézu zaloţenou na podobné funkci a struktuře fotosyntetického aparátu, přítomnosti a sloţení fotosyntetických pigmentů. Je zřejmé, ţe oxygenní fotosyntéza se vyvíjela na základě podobného biochemického modelu, jehoţ předchůdcem je bakteriální anoxygenní fotosyntéza. Chloroplasty obsahují sadu biochemicky a funkčně odlišných fotosyntetických pigmentů. Chloroplasty eukaryotních řas obsahují kruhovou molekulu DNA, jejích genom obsahuje kb (kilobází). Z Biochemicky a funkčně odlišných fotosyntetických pigmentů je nejdůleţitější chlorofyl. Chlorofyl se vyskytuje ve čtyřech formách a označujeme je jako chlorofyl a, chlorofyl b, chlorofyl c a poslední typ chlorofylu je chlorofyl d. Chlorofyly jsou zelené pigmenty, a tyto zelené pigmenty jsou uloţeny v tylakoidech. 10

11 Chlorofyl a povaţujeme za hlavní fotosyntetický pigment všech řasových skupin. Chlorofyly a+b se nejčastěji vyskytují v chloroplastech euglen, kořenonoţce Chlorarachnion a u všech zelených rostlin (podříše Viridiplantae). Chlorofyl a vţdy převládá nad chlorofylem b. Chlorofyly a+c můţeme nalézt v chloroplastech obrněnek a fotoheterotrofních druhů říše Chromista. Chlorofyl c se nachází ve třech různých formách, kterou jsou označované jako c 1, c 2 a c 3. Oproti jiným typům chlorofylu není chlorofyl c povaţován za pravý chlorofyl, protoţe má odlišnou biosyntézu neţ chlorofyl a, b (Kalina, Váňa 2005). Nejen chloroplasty jsou významnou sloţkou fotosyntetických pigmentů, a proto rozlišujeme i další významnou sloţku fotosyntetických pigmentů jako jsou červenooranţové nebo ţluté pigmenty, karotenoidy. Tyto pigmenty rozdělujeme do dvou skupin, na karoteny a xantofyly. Karotenoidy jsou součástí světlosběrné antény, absorbující světelné záření v širší oblasti neţ chlorofyly, a tím zvyšují přísun fotonů pro fotosyntézu. Velmi důleţitou funkcí karotenoidů, kromě zvýšení přísunu fotonů pro fotosyntézu je ochrana před škodlivým UV zářením a eliminace volných radikálů. Xantofyly tvoří velkou skupinu přibliţně 30 látek, které byly nalezeny v plastidech řas. Tak jako karotenoidy, je většina z nich součástí světlosběrných antén fotosyntetického aparátu (Kalina, Váňa 2005) Řasy jako ekologická skupina Hlavním významem řas v přírodě, jako jsou fotoautotrofní organismy, je primární produkce organické hmoty. Na jejich přítomnosti a produktivitě závisí řetězec sekundárních producentů, konzumentů i destruentů organické hmoty. Nejnovější studie ukazují, ţe řasy hrají významnou úlohu v biogeochemickém koloběhu na Zemi (Kalina, Váňa 2005). Moře nebo kontinentální vody s rozdílným obsahem rozpuštěných solí (brakické a sladké vody) se povaţují za základní ţivotní prostředí, ve kterém prodělávaly řasy svůj dlouhý vývoj. Za velmi pravděpodobné se povaţuje, ţe vodní prostředí, charakterizované stabilitou řady vnějších faktorů, mělo význam na utváření řasových stélek a způsob rozmnoţování řas. Převáţná většina řas ţije ve vodním prostředí, ale nesmíme zapomínat i na menší skupinu řas, která se přizpůsobila ţivotu v povrchových vrstvách půdy, na povrchu skal, na povrchu listů nebo na borce stromů, příkladem jsou terestrické a aerofytické řasy (Kalina, Váňa 2005). 11

12 Kalina a Váňa (2005) uvádí charakteristická společenstva, která se vyskytují ve vodním prostředí: Mořský a sladkovodní fytoplankton obývá osvětlené vodní vrstvy a sestupuje do hlubin s minimální intenzitou fotosynteticky aktivního záření (FAR), odpovídající 0,05-0,001% povrchové intenzity. Různé velikostní frakce fytoplanktonu mají odlišný podíl na primární produkci biomasy (uvedené rozměry znamenají velikost buněk): - mikroplankton: mm v moři, mm v kontinentálních vodách; - nanoplankton: 2-20 mm v moři, 2-50 mm v kontinentálních vodách; - pikoplankton (ultraplankton): < 2 mm Velikostní rozsah frakcí se u jednotlivých autorů liší. Vodní květy a vegetační zbarvení vody jsou specifické projevy přemnoţení sinic a eukaryotních řas v povrchových vrstvách mořských i kontinentálních vod. V mořích se v souvislosti s vegetačním zbarvením vody pouţívá označení red tide nebo white tide. Přemnoţení sinic a řas je reakcí na zvýšený obsah ţivin splachovaných do vody. Pobřeţí moří a kontinentálních vod obývají řasy, které přirůstají na dno a sestupují po jeho povrchu do hlubin. Pobřeţní pás kontinentální vod, zejména tůní, rybníků a mokřadů, bývá porostlý vyššími rostlinami. Při popisu vertikální zonace moře rozlišujeme pobřeţní pásmo, litorál, který se liší výkyvy vodní hladiny při odlivu a přílivu. Ve vertikálním směru následuje další rozsáhlé pásmo zasahující do větší hlouby, sublitorál. Vrchní hranice sublitorálu je vymezena maximálním odlivem, spodní hranice sublitorálu je vymezena minimální intenzitou pronikajícího světla, tj. 0,05-0,001 % povrchové intenzity. Litorální i sublitorální společenstva mají charakteristické sloţení řasové vegetace i fauny bezobratlých ţivočichů, které závisí na zeměpisné poloze, expozici (vlnobití) a charakteru dna (písčité, bahnité, skalnaté, kamenité). Nejhojnější litorální řasy najdeme na skalnatém pobřeţí, které není vystaveno prudkému vlnobití. Perifyton je společenstvo řas porůstající vodní rostliny (epifytické řasy), vodní ţivočichy (epizoické řasy), předměty ponořené ve vodě (povrch kamenů epilitické řasy) a povrch bahna (epipelické řasy). Metafyton je pobřeţní společenstvo rybníků a tůní, ve kterém najdeme planktonní řasy spolu se shluky vláknitých řas a vyššími rostlinami. Bentické řasy rostou na dně vodních nádrţí. Aerické řasy jsou spolu s částicemi různého původu součástí aeroplanktonu. 12

13 Terestrické řasy v mírném pásmu osidlují povrchové vrstvy půdy do hlouby několika centimetrů, ale jejich přítomnost je jen zřídka přímo patrná. Výraznější nárosty najdeme na borce stromů, na pařezech, na skalách a v porostech mechů. Zde se vyskytují jako epifyté Řasy jako producenti látek negativně ovlivňující přírodní prostředí Sinice a řasy produkují celou řadu látek, které negativně ovlivňují kvalitu přírodního i ţivotního prostředí, mnohé jsou pro člověka nebezpečné. Vzestupná tendence, zaznamenaná v minulých letech, je primárně spojena se zvýšeným přísunem ţivin, tedy s procesem označovaným jako eutrofizace. Jejím přímým důsledkem je zvýšený růst sinic a řas. V mořském prostředí se jedná zejména o litorál a sublitorál, výrazně postiţené jsou oblasti moře, v deltách velkých řek, hustě obydleného pobřeţí atd. Totéţ platí i o vodách kontinentálních, sladkých a brakických, zatíţených nejen odpadními vodami sídlišť a městských aglomerací, ale také zemědělskou činností, odpadními vodami z průmyslových podniků apod. Zvýšená produkce řas se projevuje například jako vodní květy sinic, vznášející se na hladině. Vegetační zbarvení (zelené, červenohnědé, ţlutooranţové aj.) je vyvoláno s přemnoţením mikroskopických planktonních druhů. Jednobuněčné a vláknité zelené řasy mohou tvořit nepříjemné zelené nárosty na přehradních hrázích, stavbách, památkách ap., jejichţ povrch narušují agresivní kyselinou uhličitou, vznikající při respiraci. Zvláštní skupinu tvoří invazivní mořské druhy, které znehodnocují rekreační pláţe, porůstají trupy lodí a přístavní konstrukce. Caulerpa taxifolia (Chlorophyta, Ulvophyceae) se rozmnoţila tak, ţe nyní porůstá litorál moří v šesti zemích s délkou pobřeţí 180 km a plochou ha. Ve Středozemním moři patří k invazivním druhům také Caulerpa racemosa, Codium fragile (Chlorophyta, Ulvophyceae) a tři druhy ruduch Acanthophora najadiformis, Asparagopsis armata a Womersleyella setacea (syn. Polysiphonia setacea), (Kalina, Váňa 2005). 13

14 Tab. 2 Vliv řas na přírodní a životní prostředí Skupina Biotop Společenstvo Druh působení Látka Sinice (Caynophyta) Obrněnky (Dinophyta) Zlativky (Chrysophyceae) Hnědé řasy (Phaeophyceae) Chloromonády (Raphidophyceae) Haptophyta Zelené řasy (Ulvophyceae) Kontinentální vody, moře Sladké vody Moře, záliv Prince Edwarda, Kanada Vodní květy, fytoplankton Fytoplankton, red tide Fytoplankton, Pseudonizschia multiseries Cyanotoxiny Zápach pitné vody po rybím tuku Toxická pro člověka Moře Litorál, sublitorá Produkce dimetylsulfidu (DMS), oraganobromidů Moře Moře, brakické vody Fytoplankton red tide, Fibrocapsa, Chatonella Fytoplankton Toxické pro ryby Toxiny nebezpečné pro bezobratlé a pro ryby, Prymnesium, Chrysochromulina Druhově specifické toxiny, 1 3 Saxitoxin, caguatoxin, ichtyotoxin, brevitoxin, okaidová kyselina aj., 1-3 Kyselina domoiková, 1 Kyselé deště, redukce ozonosféry Galaktolipidové toxiny, kyselé deště (10% atmosférického toku DMS) Moře Bentos litorálu Caulerpa, Codium Invazní druhy na pláţích ve Středozemním moři *Druhy toxinů: 1 - neurotoxin, 2 hepatotoxin, 3 cytotoxin. Neurotoxiny a hepatotoxiny mohou způsobit smrtelné otravy ryb, teplokrevných ţivočichů a člověka Řasy, jejich vyuţití, akvakultura a biotechnologie Sinice a řasy jsou dlouhodobě vyuţívány v různých oblastech lidské činnosti, ale těţiště i rozsah zájmu se měnily v průběhu času. V zemích dálného východu (Korea, Čína, Japonsko) jsou sinice i řasy tradiční součástí lidských pokrmů. První zmínky o pěstování jedlé ruduchy Porphyra v Tokijském zálivu jsou z roku Dlouhou historii mají pokrmy z řas na Britských ostrovech, v Jiţní a Severní Americe. Řasy jsou součástí jídelníčku také na jiných místech mořského pobřeţí. V nehostinných poměrech Faerských ostrovů slouţí řasy vyvrţené příbojem k potravě pro kozy, lidé je pouţívají při vytápění svých příbytků. Ve 20. letech minulého století slouţily mořské řasy jako surovina pro výrobu potaše, sody a jódu. 14

15 Proces byl spojen se spalováním řas a následnou extrakcí poţadovaných látek. Komerční vyuţití má vápenaté hnojivo maerl. Jedná se kalcifikované stélky bentických ruduch (rod Lithothamnoin, Phymatolithon a jiné). Tento materiál tvoří na pobřeţí Bretaně a jiţního Irska vrstvy o mocnosti 2 m (Kalina, Váňa 2005). V 80. letech minulého století bylo vyuţití nejrůznějších sinic a řas spojeno s programy, které řešily problémy výţivy lidstva. Kromě tradičního přístupu se objevily četné inovace. Při kultivaci jedlých mořských makrofytických řas se uplatnila selekce nejvhodnějších kmenů. Pro rod Porphyra jsou zaloţeny genobanky produkčních kmenů. Současná kultivace je zaloţena na přesné znalosti ţivotního cyklu. Plně mechanizovaná je sklizeň i konečné zpracování stélek (Kalina, Váňa 2005). Jednou z oblastí rozsáhlého vyuţití sinic je alginizace rýţových polí v Indii, která doznala určitou racionalizaci při zachování tradičních postupů. Zvýšení výnosů rýţe zajišťuje substrát obohacený sinicemi řádu Nostocales, které mají schopnost fixovat dusík. Takový substrát se podobně jako kompost dodává na pole předtím, neţ začne výsadba sazenic rýţe. Ze stejných důvodů se poţívá zelené hnojení vodní kapradinou Azolla, obsahující symbiotické sinice (Kalina, Váňa 2005). Novou oblastí zájmu se staly velkoobjemové kultury mikroskopických řas a s nimi spojené biotechnologické postupy zaloţené na metodách průmyslového pěstování bakterií a kvasinek. Předmětem intenzivního zájmu se stala vláknitá sinice Arthrospira (často pod synonymním jménem Spirulina). Vyuţití mikro-řas v lidské výţivě postupně narazilo na některá omezení. Nepříznivý je vysoký obsah nukleových kyselin a některých alergizujících látek, vznikajících při technologickém zpracování. Takovou látkou je například feoforbitin, rozpadový produkt chlorofylu. Povolené denní dávky preparátů ze spireiny nebo chlorely jsou proto omezeny na několik gramů. Další problémy souvisejí s kultivací mikro-řas v otevřených kultivačních systémech, které mohou být kontaminovány patogenními bakteriemi. Nejnovější omezení se týká negativního vlivu buněčných stěn ze spireiny na lidské zdraví (Kalina, Váňa Pro intenzivnější zbarvení mas lososů má význam xantofyl astaxantin z bičíkovce Haematococcus. Význam mají různé druhy mastných kyselin, které se vyuţívají v některých dietách. Příkladem je mastná kyselina dokosahexaenová nebo eikosapentenová (Kalina, Váňa 2005). 15

16 3.2 Základní charakteristika sinic Sinice jsou prokaryontní autotrofní organizmy s fotosyntézou rostlinného typu, provázenou produkcí kyslíku. Jejich stélky jsou jednobuněčné nebo vláknité, v obou případech mohou ţít jednotlivě nebo tvořit kolonie. Na rozdíl od eukaryotních buněk nemají buněčné jádro ani buněčné organely, tj. chybějí chloroplasty, mitochondrie, diktiozomy (Golgiho tělíska). Sinice nemají mikrotubuly, cytoskelet ani ţádný druh bičíku. Pevná buněčná stěna je řadí mezi gramnegativní (G - ) bakterie. Protoplazma obsahuje kruhovou molekulu DNA, ribozomy a další buněčné struktury. Fotosyntetické pigmenty jsou uloţeny ve fykobilizomech (fykobiliproteiny) a v tylakoidech (chlorofyl a, nebo chlorofyl a+b, a+c, a+d), které jsou uloţeny v cytoplazmě. Sinice se rozmnoţují buněčným dělením a fragmentací vláken. Pohlavní proces (rekombinace a transformace) je znám u jednobuněčných druhů. Četné sinice mají schopnost fixovat molekulární dusík (Kalina, Váňa 2005). Sinice jsou všeobecně rozšířené ve vodním prostředí, v půdě i v biotopech s extrémní teplotou, salinitou i s extrémními hodnotami ph 0,05 13,5. Najdeme je na pouštích i v polárních oblastech. Sinice ochotně vstupují do symbiotických interakcí. Nejvýznamnější z nich je edosymbióza, která dala vznik chloroplastům všech fotoautotrofních organismů a rostlin. Sinice jsou nejstarší fotoautotrofní organismy na Zemi, první paleontologické nálezy jsou z doby před 3,2 miliardami let. S jejich vývojem je spojen vznik kyslíkové atmosféry (Kalina, Váňa 2005). Oddělení má dvě platná vědecká jména. Jméno Cyanophyta je vytvořeno podle nomenklatorických pravidel botanického kódu, jméno Cyanobacteria odpovídá kódu prokaryontnímu (Kalina, Váňa 2005) Morfologie a funkce buněk Sinice patří mezi G - bakterie, a to napovídá, ţe jejich buňky mají pevnou buněčnou stěnu, která svým sloţením znemoţňuje barvení protoplastu podle K. Gramma. Buněčná stěna je vícevrstevná. Vnější slizový obal tvoří slizová vrstva, sloţená z lipopolysacharidů (glykokalyx). Lipopolysacharidová vrstva má fibrilární strukturu a bývá vyvinuta v různé míře. U některých sinic tvoří nápadný homogenní nebo vrstevnatý, někdy zbarvený obal buňky, nazývaný pochva. Postupujeme-li buněčnou stěnou směrem k protoplastu, pak další sloţkou je dvojice lipoproteinových membrán, vnější a vnitřní membrána. Pevná sloţka buněčné stěny je uloţena mezi oběma membránami a je sloţena z peptidoglykenu, kde hlavní sloţkou je murein. Mureinová vrstva je poměrně tenká. Můţe být enzymaticky odbourána 16

17 lyzozynem. Syntézu buněčné stěny znemoţňuje, podobně jako u bakterií, penicilin (Kalina, Váňa 2005). Hlavní strukturou fotosyntetického aparátu jsou tylakoidy, fotosyntetické membrány uloţené v periferické plazmě nebo prorůstají celým protoplastem. Tylakoidy jsou ploché měchýřky, jejichţ stěny jsou tvořeny fotosyntetickou membránou. Povrch tylakoidů pokrývají polokruhovité fykobilizomy, které představují hlavní světlosběrnou anténu fotosyntetického aparátu sinic. Fykobilizomy první a druhé skupiny obsahují tři druhy fikobiliproteinů: jejich chromoforovou skupinu tvoří modrý allofykocyanin, modrý fykocyanin a červený fykoerytrin. V tylakoidech je obsaţený chlorofyl a, který je u většiny sinic hlavním fotosyntetickým pigmentem. Dále byly zjištěny: β.karoten, zeaxantin, echinenon, kantaxantin a myxoxantofyl, coţ je specifický xantofyl sinic (Kalina, Váňa 2005). Pro sinice je charakteristická rychlá reakce na změnu spektrálního sloţení světla, kterou nazýváme jako chromatická adaptace. Při chromatické adaptaci hrají hlavní roli fikobilizomy a to tak, ţe dojde ke změně počtu fykocyaninových a fykoerytrinových subjednotek (Kalina, Váňa 2005). Zásobní látkou u sinic je převáţně sinicový škrob. Jedná se o polysacharid patřící mezi α-1,4-glukany a je svými vlastnostmi shodný s glykogenem některých bakterií, hub a ţivočichů. Sinice mají schopnost vázat plynný dusík a pomocí enzymu nitrogenázy syntetizovat amonné sloučeniny. Celý proces probíhá za anaerobních podmínek, jelikoţ nitrogenáza je inaktivována v přítomnosti kyslíku. Fixace plynného dusíku probíhá v heterocytech. Jedná se o specializované buňky, které se vytvoří v průběhu asi 24 hodin jako reakce na nízký obsah dusíkatých látek v prostředí (Kalina, Váňa 2005) Ekologie a adaptabilita sinic Vodní květ je výsledkem přemnoţení určité skupiny sinic ve vodách s nadbytkem dusíkatých a fosforečnanových ţivin. V našich zeměpisných šířkách se objevuje zejména v letních měsících a způsobuje hygienické problémy na koupalištích a přehradách, které byly původně určeny jako zdroje pitné vody. Nejčastější druhy, které můţeme najít ve vodním prostředí, vytvářející vodní květ, jsou druhy rodu Microsystis, Anabaena, Aphanizomenon, Planktothrix aj. Jejich výskyt u hladiny umoţňují aerotopy, které jsou vytvořeny u všech druhů vodních květů. Jiţ koncem jara můţeme sledovat první náznaky vodního květu. Do té doby se sinice nacházejí na dně nádrţe a na hladině se přítomnost sinic nijak zvláště 17

18 neprojevuje. Jakmile se blíţí jarní období, sinice se vynořují a vytvářejí větší či menší obláčky vodního květu, které vítr postupně rozptýlí po celé vodní hladině. V plném rozvoji vytváří vodní květ hustý koberec u břehů a hlavně v klidných částech vodní plochy, například v zátokách nebo zálivech. Ve večerních hodinách se část vodního květu opět stahuje do větších hloubek a příští den se celý proces opakuje. Jak uţ je známo, sinice produkují toxiny, mimo jiné dochází při rozkladu biomasy k hnilobným procesům spojeným s vyčerpáním kyslíku a s další produkcí toxických látek. Odstranění vodního květu je obtíţné, zejména díky schopnostem sinic se přizpůsobit téměř jakýmkoliv podmínkám. Nepomohl ani biologický boj za pouţití cyanofága, který znamenal určitou naději. Vodní květ postihuje nejen sladkovodní nádrţe, ale vyskytuje se ve velkém mnoţství i v pobřeţních vodách moří, například Nodularia, Trichodesmium (Kalina, Váňa 2005). 3.3 Biologicky aktivní látky produkované sinicemi vodního květu Sinice ţijí fototrofně, jsou však schopny ţít i mixotrofně nebo heterotrofně (Fott, 1967). Můţou do svého okolí uvolňovat dle způsobu metabolismu tzv. biologicky aktivní látky (BAL), které mohou ovlivňovat růst a vývoj ostatních vodních ţivočichů, sebe navzájem, ale i chemické a fyzikální vlastnosti vody (Maršálek et al., 1996). Řasy a sinice produkují enzymy, vitamíny, toxiny, extracelulární polysacharidy, atraktanty, aminokyseliny, odory, antibiotika a hormony. Těmito produkovanými látkami můţou ovlivňovat vztahy mezi populacemi a společenstvími, ale také růst a vývoj vyšších rostlin, mikrobiálních společenstev, zooedafonu, zooplanktonu a zoobentosu (Maršálek et al., 1996) Toxiny sinic Sinice produkují celou řadu toxinů, které vznikají jako látky sekundárního metabolismu, tudíţ nejsou vyuţívány organismem pro jeho primární metabolismus. Při srovnání s ostatními přírodními toxiny jsou toxiny produkované sinicemi toxičtější, neţ toxiny vyšších rostlin a hub, ale pokud je srovnáme s toxiny produkovanými bakteriemi, jsou méně toxické viz. Tab. 3 (Maršálek et al., 1996). 18

19 Tab. 3 uvádí srovnání toxicity přírodních toxinů. Akutní LD50 µg.kg -1 živé hmotnosti při intraperitoneální injekci myší Toxin Zdroj Skupina LD50 Aphanotixin Aphanizomenon flosaquae Sinice 10 Anatoxin A Anabena flos-aquae Sinice 20 Microcystin LR Microcystis aeruginosa Sinice 43 Nodularin Nodularia spumigena Sinice 50 Botulin Clostridium botulinum Bakterie 0,00003 Tetan Clostridium tetani Bakterie 0,0001 Kobra Naja naja Had 20 Kurare Chondrodendron tomentosum Strychnin Strychnos nuxvomica Rostlina 500 Rostlina Toxiny produkované sinicemi nejčastěji dělíme podle metod detekce na cytotoxiny a biotoxiny. Cytotoxiny vykazují široké spektrum aktivit proti bakteriím, houbám, řasám, prvokům a savčím tkáňovým kulturám. Nejčastěji můţeme ze sinic izolovat cytotoxické antibiotika a depsipeptidy, u kterých byly prokázány protinádorové účinky. Prozatím nejsou v literatuře známa úmrtí zvířat či lidí způsobené cytotoxiny sinic. Biotoxiny jsou testovány nejčastěji na savčích tkáňových liniích, myších, zooplanktonu a rybách. Biotoxiny dělíme na neurotoxiny, hepatotoxiny, genotoxiny, imunotoxiny a embryotoxiny, přičemţ jiţ zmíněné toxiny mají často smíšenou biologickou aktivitu. Můţe také nastat případ, ţe jedna populace sinice dokáţe produkovat souběţně několik druhů toxinů (Maršálek et al., 1996) Vliv caynotoxinů na teplokrevné obratlovce a na zdraví obyvatel V rekreačních nádrţích a hlavně v pitných vodách se můţeme setkat s přítomností cyanotoxinů, které představují rostoucí nebezpečí. Cyanotoxiny mohou způsobovat tři druhy onemocnění. Mezi první onemocnění se řadí poruchy zaţívacího traktu. Jako druhé onemocnění jsou alergické reakce, a to respiračního charakteru nebo kontaktní dermatitidy. Posledním typem onemocnění je onemocnění jater. Často jsou však jako prvotní důvody onemocnění uváděny jiné příčiny. Podle Maršálka et al., (1996) pacienti, kteří trpí na hepatitidy, astmatici a ekzematici pozorují zhoršení zdravotního stavu po kontaktu s cyanotoxiny. V návaznosti na tyto objevy probíhá celá řada modelových pokusů 19

20 s teplokrevnými obratlovci ovlivněnými různými cyanotoxiny. Velkou zásluhu na tomto intenzivním výzkumu mají americké experimenty v Číně, kde bylo lidí odkázáno na zdroj pitné vody, ve kterém docházelo k masivnímu rozvoji sinic rodu Microcystis. Díky těmto intenzivním výzkumům bylo zjištěno, ţe celá řada typů onemocnění můţe být způsobována toxiny. Jakmile se do intenzivních výzkumů zapojili epidemiologové, byla zjištěna řada dalších onemocnění, které dokazovaly negativní vliv na zdraví obyvatel. Mezi nejzávaţnější onemocnění řadíme kancerogenezi, oslabení imunitního sytému, malátnost, celkovou slabost, zvracení, zaţívací problémy (křeče, průjmy), respirační a alergické onemocnění (podráţdění kůţe, ekzémy, otoky, záchvaty kašle, dušení) a poruchy funkce jater. Předpokládá se, ţe obyvatelé, kteří konzumují pitnou vodu v oblastech, kde dochází k produkci toxinů, mohou ohrozit daleko niţší koncentrace, neţ jsou uváděny při pouţití akutních testů toxicity. U těchto lidí, kteří jsou vystaveni konzumaci pitné vody s masovým rozvojem vodních květů sinic, by měly být sledovány změny hladiny jaterních enzymů v krevním séru. Příkladem můţou být statistiky, které prokazují nárůst hladiny gama-glutamyltransferázy (GGT) u pacientů, kteří v době masového rozvoje vodního květu sinic pouţívali vodu z tohoto zdroje k pitným účelům. Mnoho autorů uvádí, ţe pitná voda s masovým rozvojem vodních květů sinic můţe při chronické expozici vyvolat Dawnův syndrom. Podle jiných autorů se prozatím nevěnuje taková pozornost na masivní rozvoje vodních květů sinic, neţ je jim obecně dáváno (Maršálek et al., 1996) Vliv cyanotoxinů na ryby a vodní ţivočichy Cyanotoxiny jsou produkty, které vznikají jako látky sekundárního metabolismu a nejsou aktivně vylučovány z buňky. Pokud nedojde ke konzumaci vodního květu, nejsou cyanotoxiny nebezpečné, ale za předpokladu, ţe se jedná o vodní květ na počátku rozvoje. Výjimkou jsou koţní alergie. Největší nebezpečí představují stárnoucí buňky a lyzující buňky vodního květu sinic. Tyto stárnoucí buňky můţou způsobit velké úhyny vodního ptactva a domácích zvířat v době, kdy aplikujeme do vodního prostředí algicidní látky na omezení rozvoje vodního květu. Po aplikaci dochází k velkému úhynu buněk a vyplavení obsahu buněk do vodního prostředí. Dojde-li ve vodním prostředí k masivnímu úhynu vodního květu sinic, nejsou bakteriální populace schopny detoxikovat tak velké mnoţství cyanotoxinů najednou. Jako průvodní jev odumíraní vodního květu sinic jsou kyslíkové deficity, které jsou často uváděny jako primární faktory úhynu rybích populací. Histopatologická šetření ukázala, ţe příčinou úhynu ryb bylo v Anglii poškození ţaber, trávicího ústrojí nebo hepatopankreatu 20

21 (Rodger et al., 1994). V Anglii byly pozorovány masové úhynu pstruhů právě v období odumírání vodního květu. Při % nasycení vody kyslíkem a při ph 9,35 probíhal kolaps populace sinice Anabaena flos-aquae. Biomasa sinic obsahovala 539 µg MCYST-LR v 1g sušiny. Většinu poškození ţaber způsobilo pravděpodobně vysoké ph, vyvolané fotosyntetickou aktivitou sinic, spolu se zvýšenou hladinou amoniaku při jejich rozkladu. Poškození ţaber izolovaným MCYST-LR prokázal experimentálně na tilapii a pstruhu Garcia (1989). Lépe je prostudovaný vliv cyanotoxinů na histopatologii trávicího traktu, pokoţky a svalstva. Změny, které jsou dávány do souvislosti s vodními květy sinic, byly nalezeny na játrech, srdci, ledvinách, pokoţce, ţabrech a slezině (Rabergh et al., 1991, Garcia, 1989). Posledně jmenovaný autor zpracovával experimenty se pstruhy. Rodger et al., (1994) pracoval s kaprem a pozoroval degenerativní změny v ledvinových tubulech a glomerulech. Bylo zjištěno, ţe mechanizmus toxického účinku MIC-LR je shodný u savců i u ryb (Codd, Carmichael, 1982) Řasy a sinice jako alergeny Řasy a sinice jsou organismy, které můţeme najít téměř po celém světě. Nejčastěji je nacházíme ve vodě a půdě, na sněhu, na skalách, na kůře stromů, na srsti zvířat, ale také v jeskyních. Řasy a sinice se dokáţou šířit větrem, coţ jim umoţňuje dostat se na taková místa, která jsou pro jiné organismy za normálních podmínek nepřístupná. Dokonce byly sinice a řasy nalezeny jako součást domácího prachu, coţ můţe být problém pro řadu obyvatel, kteří jsou citliví na tyto organismy, a můţe jim to způsobovat značné zdravotní problémy. Sinice a řasy jsou schopny produkovat nejrůznější látky, z nichţ protein můţe tvořit % jejich biomasy (Maršálek et al., 1996). Podle nejnovějších průzkumů můţeme říct, ţe počet alergiků oproti minulým rokům stoupá. Otázkou je, co je příčinou takového trendu. Zda se jedná o zvýšení citlivosti na alergeny důsledkem ţivotního stylu obyvatel nebo zda dochází ke změně struktury a aktivity alergenů (Maršálek et al., 1996). 21

22 3.4 Moţnosti a principy omezení masového rozvoje sinic Sinice jsou organismy, které řadíme mezi kosmopolitní druhy s širokou ekologickou valencí, schopny se přizpůsobit téměř jakýmkoliv podmínkám. Dnes jiţ sinice nejsou spojovány pouze s vodním prostředím, ale nacházíme je na místech, kde bychom je vůbec nečekali. Takovým příkladem jsou termální prameny, vody s extrémními výkyvy ph nebo polární oblasti. Masový rozvoj sinic se stává celosvětovým problémem a jiţ zdaleka to není pouze lokální problém. Existuje řada opatření, která by byla oproti masovému rozvoji sinice účinná a aplikovatelná na různé typy vodních nádrţí a zároveň by neměla negativní dopady na populaci a celkový ekosystém vyskytující se v blízkosti sinic. U nás i ve světě existuje celá řada opatření proti masovému rozvoji sinic, ale jednotlivé metody se liší v účinnosti. Pokud chceme být úspěšní, je zapotřebí před pouţitím takového opatření omezit rozvoj sinic a řas a dobře znát tuto problematiku. Mezi nejdůleţitější parametry patří hloubka, plocha, průtočnost, chemismus vody, sloţení, mnoţství a rozloţení sedimentů, vyuţití nádrţe, zdroje a mnoţství přísunu ţivin, druhová skladba ryb a ostatních organismů, druh a mnoţství vodního květu. Důleţitou stránkou je i finanční situace a obnos peněz, které hodláme investovat do obnovy nádrţe (Drábková, Maršálek 2004). Na tvorbě vodního květu sinic se podílí cela řada faktorů (teplota, ph, obsah kyslíku, obsah oxidu uhličitého, sluneční záření a další). Krom těchto faktorů je velmi důleţité znát mnoţství minerálních ţivin, a to dusíku a fosforu. Tyto minerální ţiviny jsou především hlavním důvodem přemnoţení sinic. Za limitující faktor se především povaţuje fosfor. Zpravidla aţ po odstranění nebo výrazném sníţení obsahu fosforu v povodí nad nádrţí má smysl provádět opatření v nádrţi samotné. K nejmasivnějšímu rozvoji vodního květu sinic dochází aţ po dosaţení eutrofie nebo hypertrofie. Při tomto stavu se nachází v nádrţi více jak 50 µgp.l -1. Jiţ při 10 µgp.l -1 můţe dojít k vysoké produkci, proto se povaţuje za spolehlivou hranici koncentrace fosforu menší neţ 10 µgp.l -1 (Štěpánek, Červenka 1974). Tento jev přemnoţení sinic není způsoben pouze koncentrací fosforu ve vodním prostředí, ale je úzce spojen s poměrem dusíku a fosforu. Nízký poměr koncentrací dusíku a fosforu upřednostňuje rozvoj vodního květu. Ideální poměr dusíku a fosforu, který upřednostňuje rozvoj vodního květu je 10-6:1 (Schreus, 1992). 22

23 3.4.1 Zásahy ve vodním sloupci Mezi nejúspěšnější zásahy omezení masového rozvoje sinic ve vodním sloupci patří vysráţení fosforu z vodního sloupce pomocí chemikálií a odpouštění na ţiviny bohaté hypolimnické vody Sražení fosforu z vodního sloupce Metoda sráţení fosforu z vodního sloupce je účinná za předpokladu, ţe byly odstraněny všechny významné zdroje přivádějící do vodní nádrţe fosfor. Tato metoda se nedoporučuje pro mělké nádrţe, jelikoţ můţe dojít k opětovné resuspenzi vysráţeného fosforu ze sedimentů větrem. Naopak tato metoda je doporučována v hlubokých nádrţích s dlouhou dobou zdrţení vody, kde je zamezeno opětovné resuspenzi fosforu ze sedimentů větrem. Jedná se o finančně nenáročnou metodu, ale za předpokladu, ţe se jednotlivé chemické přípravky dají sehnat lokálně a nemusí se k nám importovat. Při sráţení fosforu se nejčastěji pouţívá síran hlinitý, chlorid a síran ţelezitý, síran ţelezito-hlinitý, vápno ve formě hydroxidu nebo uhličitanu vápenatého a jílové částice (Chorus, Mur 1999). Doporučuje se, ţe metoda má být pouţita v době, kdy se fosfor nachází v relativním maximu. Toto relativní maximum se ve vodě nachází od pozdního podzimu aţ do časného jara. Metoda by měla být ukončena v období časného jara, neţ dojde k jarnímu růstu fytoplanktonu (Wolter, 1996). Cílem metody je sníţit obsah fosforu pod µgp.l Srážení fosforu z vodního sloupce za využití Al 2 (SO 4 ) 3 Jak uvádí Lukavský (2000) v procesu úpravy pitné vody se nejčastěji pouţívá jako koagulační činidlo hliník, kde účinná koncentrace síranu hlinitého je přibliţně 40 mg.l -1. Obvykle je hliník dodáván do vodního prostředí ve formě síranu hlinitého. Jsou případy, kdy je hliník dodáván v kombinaci se ţelezem jako ţelezito-hlinitý síran. Velkou výhodou aplikace hlinitých komplexů oproti pouţití ţeleza je, ţe se ze sedimentů při anoxii hliník neuvolní (Foy, 1986). Další výhodou pouţití hlinitých komplexů je, ţe jsou levnější oproti ţelezitým. Doba trvání pozitivního účinku ošetření síranem hlinitým je velmi různorodá a pohybuje se od 1 roku aţ po 20 let (Welch, Cooke 1999). 23

24 Jakmile přidáme hliník do vody, vytváří se hydroxyhlinité komplexy a následně vločky. Al 3+ + H 2 O Al(OH) 2+ + H H 2 O Al(OH) H + Anorganický fosfát se váţe na hliník buď přímo, nebo se adsorbuje na vločky hydroxidu hlinitého. Al(OH) 3 + PO 3-4 AlPO OH - Al(OH) 3 + PO Al(OH) 3 ~ PO 4 Vzniklé vločky s přijatým fosfátem klesají ke dnu a začleňují se do sedimentu dna. Také můţe nastat jev, kdy buňky sinic a řas jsou schopny fyzikálně vychytat vzniklé vločky a jiný partikulární materiál, avšak k zachycování těchto částic do hliníkových vloček dochází pouze při vysokých koncentracích síranu hlinitého (přes 5 g Al 3+.m -3 ) a jejich aplikace můţe být omezena nedostatkem pufrační kapacity dané nádrţe nebo jezera (Wolter, 1996). Fosforečnanový fosfor se odstraní účinněji neţ organické částice a rozpuštěný organický fosfor méně neţ vázané částice (Straškraba, Tundisi 1999). Hliník, který se usadí v sedimentu, zvyšuje kapacitu pro další navázání fosforu. Z laboratorních pokusů můţeme říct, ţe tato vrstva dokáţe vázat fosfor po více let. Problém je v tom, ţe po určité době je tato vrstva překryta jinými sedimenty, coţ vede ke sníţení schopnosti vázat další hliníkové částice. Z tohoto zjištění je zřejmé, ţe sledování dlouhodobého zachycení fosforu v sedimentu je téměř nemoţné (Wolter, 1996). Hliník aplikujeme do vodního prostředí nejčastěji ve formě koncentrovaného roztoku. Do vody je rozprašován buď z malého plavidla, nebo z pontonu. Dále se hliník můţe aplikovat přímo na hladinu, přímo do určité hloubky tak, aby bylo zajištěno maximálního efektu nebo jen do určitých částí jezera (Sondergaard et al., 2002). Nejběţnější aplikované koncentrace jsou g.m -2 nebo 5 25 g.m -3. Aplikované mnoţství jde nejlépe stanovit z alkality jezera a koncentrace fosforu v sedimentech (Welch, Cooke 1999). Fosfor komplexovaný hydroxyhlinitanem je citlivý na vyšší hodnoty ph. Vlivem intenzivní fotosyntézy fytoplanktonu a makrofyt můţe dojít ke zvýšení hodnot ph a tím pádem ke sníţení úspěšnosti této metody. Pouţijeme-li tuto metodu v hustě zarostených vodách makrofyty, můţeme dosáhnut minimálního úspěchu. Příčinou můţe být, ţe makrofyta sníţí rovnoměrnost distribuce vloček na dně. Metoda není doporučována pro vody s hustými porosty makrotyf a pro vody, kde dochází k častému mísení vody. Zvýšení úspěšnosti této 24

25 metody roste s dobou, kde doba zdrţení vody je delší neţ jeden rok. V opačném případě je toto pouţití vhodné pouze tehdy, je-li zátěţ fosforem nízká (Drábková, Maršálek 2004). Při hydrolýze síranu hlinitého a chloridu ţelezitého dochází k uvolňování protonů, a tak se předpokládá, ţe po jejich aplikaci můţe přijít okyselení vody, obzvláště u jezer s nízkou pufrační kapacitou. Proto při aplikaci těchto látek je zapotřebí hlídat hodnoty ph, a to především v zimním období. Jestliţe poklesne ph pod 5,5, dojde ke zvýšení rozpustnosti sloučenin hliníku. Toto zvýšení rozpustnosti hliníku má za následek, ţe se vytváří větší mnoţství iontů Al 3+, které je toxické pro ryby a ostatní vodní ţivočichy. Pokud stoupne ph na 8, začne se vytvářet rozpustný a toxický Al(OH) 4 - (Jekel, 1991). Tento problém s velkými výkyvy ph hodnot je charakteristický pro vodní nádrţe se střední alkalitou (< 100 mgcaco 3.l -1 ), které mají niţší pufrační kapacitu, a proto je v těchto případech potřeba současně aplikovat uhličitan nebo hydroxid vápenatý. Udává se, ţe koncentrace 50 µg.l -1 Al 3+ není pro ryby v jezerech škodlivá. Ve vodách, které disponují nízkou pufrační kapacitou a kde byl pouţíván síran hlinitý, byla dokázána akumulace hliníku v rybách. Při laboratorních pokusech docházelo k častému úmrtí, z důvodu pouţívání těchto látek. V přirozených podmínkách se tyto vlivy projevují o poznání méně, neboť ryby a vodní ţivočichové mají schopnost uniknout (Wolter, 1996) Srážení fosforu z vodního sloupce za využití Polyaluminium chloridu (PAX- 18) Polyaluminium chlorid, známý pod komerčním názvem PAX-18 je světle ţlutá, s vodou neomezeně mísitelná, kysele reagující kapalina. PAX-18 je směs s účinnou sloţkou polyaluminiumhydroxidchlorid ve vodném roztoku. Mutagenní a karcinogenní účinky nejsou u přípravku PAX-18 známy. Při práci se doporučuje pouţívat ochranné pomůcky, včetně ochranných brýlí a gumových rukavic, jelikoţ přípravek dráţdí pokoţku, sliznici a oči. Ve vodě hydrolyzuje za tvorby hydroxidu hliníku a iontů H + v rozmezí ph 5-7. EC50 pro Daphnia 290 mg.l -1. Pouţívá se jako čiřící činidlo při úpravě pitné vody a při čištění odpadních a průmyslových vod. PAX - 18 je dále vhodný ke sráţení fosforu a k odstraňování vláknitých bakterií v čistírnách odpadních vod při jeho dávkování do biologického stupně. Při jeho pouţití jako předsráţecího činidla se dosáhne efektivního odlehčení flokulačního stupně. Jančula et al., (2006) uvádí účinnou koncentraci v rozmezí µl.l -1, v závislosti na mnoţství organické hmoty ve vodě. PAX-18 byl úspěšně pouţit v boji proti sinicím na Máchově jezeře, kdy byla aplikována dávka 40 µl.l -1 PAX-18. Po aplikaci se projevil úbytek 25

26 sinic po celé ploše o % a po 12 dnech byl další mírný úbytek v podobě 20 %. Před aplikací PAX-18 byly změřeny hodnoty chlorofylu, které dosahovaly hodnot µg.l -1. Po aplikaci PAX-18 se sníţily hodnoty chlorofylu na 4 5 µgl Srážení fosforu z vodního sloupce za využití FeCl 2, FeCl 3 Při aplikaci ţeleza do vodního prostředí dojde k hydrolýze a vzniku vloček hydroxidu ţelezitého, kterou mohou přecházet do směsi oxidu a hydroxidu ţeleza (Drábková, Maršálek 2004). FeCl H 2 O Fe(OH) H Cl - Fe(OH) 3 FeO(OH) + H 2 O Podobně jako u sráţení síranem hlinitým se fosforečnan váţe do ţelezitofosforečnanových minerálů nebo je adsorbován vločkami hydroxidu ţelezitého (Drábková, Maršálek 2004). FeO(OH) + H 3 PO 4 FePO H 2 O FeO(OH) + PO 4 3- FeO(OH) ~ PO 4 3- (aq) Z fosforových frakcí je ţelezem nejlépe vázán anorganický fosforečnan. Jiné důleţité vazby organického fosforu nebyly nalezeny. V porovnání s hliníkem není moţné sráţet částice (například buňky) obsahující organický fosfor jejich zabudováním do tvořících se vloček sloučenin ţeleza. Jakmile dojde k sedimentaci, i nadále je ţelezo schopno vázat fosfor na povrchu sedimentu. Pokud porovnáme vazby fosforu na hliník a vazby fosforu na ţelezo, je ţelezo citlivější na změnu redoxního potenciálu. V sedimentu můţe dojít k anoxii, v takovém případě se začne vytvářet sirovodík, který je prudce jedovatý. Fosfor, který je vázaný na ţelezo, se začne uvolňovat ze sedimentu a ve většině případů začne přecházet do vodního sloupce. V takovém případě je zapotřebí tomuto jevu zabránit, a to tak, ţe sráţení fosforu musí být doplňováno dalšími typy ošetření (Wolter, 1996). Do vodního prostředí je nejčastěji aplikován chlorid ţelezitý, ale můţe být vyuţit i síran ţelezitý. Nejpřijatelnější dodaná forma ţeleza je v rozpuštěné formě jako koncentrovaný roztok, který se přímo ředí s vodou, do které je ţelezo aplikováno. Aplikace ţeleza probíhá pomocí lodě. Vzniklý roztok je injektován pod vodní hladinu. Pro zvýšení výsledného efektu je nutné aplikovat roztok co nejrovnoměrněji nad sedimentem. Při aplikaci ţeleza nedochází ke sráţení buněk a dílčího organického materiálu. Z tohoto zjištění je moţné usoudit, ţe daný zásah nebude účinný během rozvinutého vodního květu. Pouţití této metody je vhodné v období, kdy se fosfát nachází v maximu, a to především v pozdním podzimu nebo brzy na 26

27 jaře. Velikost aplikované dávky je nutno vypočítat ze stechiometrického poměru ke koncentraci fosfátu ve vodě (Sondergaard et al., 2002). Při hydrolýze chloridu ţelezitého vzniká velké mnoţství volných protonů, které sniţují ph vody. V tomto případě je nutné přikročit k pufraci nebo neutralizaci, přidáním uhličitanu vápenatého. Nenastane-li pokles ph pod hodnotu 6, jsou toxické vlivy na ryby a bentickou faunu pozorovány jen výjimečně. U ţelezitých sloučenin nejsou známy toxické vlivy na ryby a bentickou faunu. Naopak u ţeleznatých sloučenin jsou toxické vlivy prokázány. Vzhledem k tomu, ţe ţelezo můţe být za určitých podmínek ve vodě limitujícím prvkem, můţe dojít k nárůstu sinic. Při vnášení těchto sloučenin nedochází k lyzi buněk Microcystis aeruginosa, a tím pádem nedochází k uvolnění toxinů do vody. V případě, ţe je přidáván chlorid ţelezitý, koncentrace chloridů stoupají od 50 do několika set mg.l -1. Veškerý nárůst závisí na dávce a na době zdrţení vody. Zvýšení obsahu chloridů, i v koncentraci 500 mg.l -1 by nemělo způsobovat ţádné negativní účinky (Schönborn, 1992). Během ošetření můţe docházet k hnědému zabarvení vody, toto zabarvení můţe trvat i několik dnů a také k tvorbě nadbytečného mnoţství vloček ţeleza. Doporučuje se po několik dnů v takto ošetřené vodě nekoupat (Drábková, Maršálek 2004) Srážení fosforu z vodního sloupce za využití Ca(OH) 2, CaCO 3 Velmi často se přidává do vod zasaţených masivním rozvojem sinic hašené vápno, které eliminuje vyuţití fosforu vysráţením fosfátu na nerozpustné Ca-PO 4 komplexy (hydroxyapatit). Hydroxid vápenatý a uhličitan vápenatý se vyuţívá jako algicid k vysráţení a shlukování buněk fytoplanktonu z vodního sloupce. Hydroxyapatit je malý stabilní vápenatý krystal, který má nejniţší rozpustnost při ph větší jak 9,5. Hydroxyapatit poskytuje větší počet vazebných míst a tak je vhodný pro jeho vázání v sedimentech (Drábková, Maršálek 2004). Vápno můţeme aplikovat z lodi jako směs hydratovaného vápna smíchaného s vodou. Tato směs se rozpráší na hladinu, do určité hloubky nebo je moţná aplikace do hypolimnia za vyuţití aerace (Dittrich et al., 2000). Doporučované dávkování je v mnoţství mg.l -1. Afinita vápníku vázat fosfor je s porovnáním ţeleza niţší. Hašené vápno má větší kapacitu k vázání fosforu neţ kalcit. Při aplikaci kalcitu vznikají krystaly kalcitů za přítomnosti fosfátu, který tak vstoupí dovnitř. Tato metoda sníţení fosforu z vodního sloupce je výhodná z několika stanovisek díky tomu, ţe je netoxická, finančně dostupná a nenastávají velké ph šoky. Aby tomu tak bylo, je potřeba vápno přidávat v menších dávkách a po delší časový úsek (Drábková, Maršálek 2004). 27