Fosfor v Ekosystému a Jeho Ekologický Cyklus

Látky jako uhlík, dusík, kyslík a voda v ekosystémech neustále kolují. Rostliny přijímají dusík v podobě dusičnanů a amonných kationtů. Po rozpadu rostliny se do půdy dostává zejména amoniak, který je nitrifikačními bakteriemi převeden až na dusičnany nebo uvolněn do ovzduší a zpět do půdy rozpuštěn v dešťové vodě.

Rostliny také přijímají fosfor z půdy v podobě rozpustných fosforečnanů a do rostlin vstupuje síra v podobě síranů. Voda se vypařuje z oceánů, vodních toků a nádrží, ze zemského povrchu. Vodní páry a drobné kapičky se vzduchovým pohybem a nestejným zahříváním ovzduší neustále přemisťují a cirkulují. Po kondenzaci páry z ovzduší dopadá voda v podobě srážek na zemský povrch (déšť, sníh). Voda se vypaří z vodních ploch i půdy do mraků díky energii ze Slunce.

Význam Fosforu a Problémy Eutrofizace

Téma fosforu v současnosti rozděluje českou vodohospodářskou veřejnost ze dvou důvodů: probíhá diskuse o zrušení nebo ponechání číselných hodnot BAT u ČOV a paralelně se projednává návrh na rozšíření poplatků za vypouštěné znečištění, zejména fosforu. Jako rámec nad těmito partikulárními „boji“ ale tiše plyne již druhý cyklus plánování v oblasti vod.

Eutrofizaci lze definovat jako „proces komplexních změn přirozených vod způsobený obohacováním živinami.“ Prvním projevem je zvýšená produkce a četnost fotosyntetických organismů. Postupně dochází ke zvýšení produkce i vyšších úrovní potravního řetězce až po produkci ryb. Nadměrné obohacování způsobuje jednoznačně negativní důsledky, zejména intenzivní vodní květy sinic produkující řadu toxinů. V labilním a živinami přesyceném ekosystému nahromaděná biomasa snadno kolabuje, což doprovází dramatické poklesy koncentrace kyslíku ve vodě s následným úhynem ryb.

Liebigův Zákon Minima

Teoretickou odpověď dal celému světu Justus von Liebig, když v roce 1840 zpopularizoval Sprenglerův teorém, známý dnes jako Liebigův zákon minima. Zákon zemědělců byl definitivně přetaven ve fundamentální limnologický vztah roku 1974. Dillon a Rigler tehdy doplnili pozitivní závislost chlorofylu na koncentraci fosforu vysledovanou v japonských jezerech o mnohem širší zeměpisné i trofické spektrum jezer.

Čtěte také: O výskytu draslíku a fosforu

Především ale obletěla celý svět fotografie uměle přepaženého jezera L226 v Ontariu. Silně zelená zátoka jako důsledek experimentálního obohacení fosforem, dusíkem a uhlíkem, kontrastující s křišťálově modrým zbytkem jezera obohaceného pouze dusíkem a uhlíkem, je ve všech solidních učebnicích limnologie. Vodohospodáři přitom začali využívat široce známý koncept vnosu fosforu (phosphorus load) k managementu kvality vody v jezerech již záhy po jeho publikování.

Legislativa a Vývoj Koncentrací Fosforu

Ve „světě“ nezaostával ani vývoj legislativy. Clean Water Act byl v USA přijat již v roce 1972. Historický exkurz můžeme uzavřít rokem 1991, kdy byla přijata evropská směrnice o čištění městských odpadních vod (91/271/EHS) a rokem 2000, kdy byla přijata směrnice 2000/60/ES známá pod názvem Water Framework Directive (WFD). Vědecké principy, účinná nápravná opatření i legislativa jsou tedy „na místě“.

Na tocích vyššího řádu došlo k charakteristickému zlepšení v 90. letech. Nicméně za posledních deset let již ke znatelnému snížení koncentrací P nedochází, v některých profilech koncentrace dokonce mírně rostou. Výrazná sezonalita je v datech stále patrná, tedy při nízkých letních průtocích dosahují koncentrace i nadále vysokých hodnot.

Pro zjednodušení lze shrnout, že eutrofizačně aktivní fosfor pochází v současnosti z cca 70 % z bodových zdrojů (zejména komunálních), zatímco u dusíku je to pouze cca 20 %. V povodích s rozsáhlými rybničními soustavami a intenzifikovaným chovem ryb může klesnout relativní podíl bodových zdrojů fosforu k 50 %, ale tam zároveň významně roste retenční kapacita celého povodí.

Plošné Zdroje Fosforu a Využití Půdy

Za posledních 25 let došlo v ČR k dramatickým poklesům všech vstupů fosforu na zemědělskou půdu. Propady stavů skotu a prasat na stoleté minimum se již zastavily, u drůbeže to lze záhy předpokládat. Aplikace statkových hnojiv je díky tomu rovněž na historicky minimální úrovni, bohužel ke škodě úrodnosti, resp. humusu a tím i retence vody v půdě. Spotřeba minerálních hnojiv (P2O5) se po postkomunistickém propadu také stabilizovala na úrovni, kdy nedochází k přehnojování. Výsledkem je stagnace obsahu přístupného fosforu.

Čtěte také: O fosforu a jeho vzniku

Souběžně došlo k rozsáhlým změnám ve využití půdy, resp. v osevních plochách. Ubylo 2 500 km2 orné půdy přeměnou zejména na trvalé travní porosty (o 1 700 km2) a vzniklo 58 km2 nových rybníků a 380 km2 lesa. Vedle toho poklesla na orné půdě výměra řepy a brambor (o 1 620 km2), žita a ječmene (3 000 km2), ale vzrostla výměra řepky a kukuřice (o 2 640, resp. 460 km2).

Na základě rozsáhlých výsledků můžeme v souhrnu uzavřít, že díky uvedeným faktorům ze zemědělské půdy odtéká voda na hranici eutrofního stupně 0,035 mg/l BAP (Bioavailable phosphorus - je maximální část celkového fosforu (TP), která je za příhodných podmínek dostupná autotrofním organismům.

Eroze a Prioritní Opatření

Za stávajícího stavu nabohacenosti zemědělské půdy a znalosti trendů v zemědělství lze s opatrností zobecnit, že eroze dnes spíše přináší atomy železa a hliníku, které pomáhají vázat přebytečný fosfor z odpadních vod. Jen u malých nádrží v rurálních povodích bude její podíl na eutrofizaci vyšší než minoritní. Jednoznačná priorita opatření proti eutrofizaci na úrovni státu dnes spočívá v odstraňování fosforu z komunálních zdrojů.

Při zmiňovaném nedostatku finančních prostředků pak selský rozum napoví, že postupovat je třeba od velkých sídel a podle vzdálenosti od místa zájmu/nádrže. Až vyřešíme akutní problémy, tj. bodové, resp. komunální zdroje fosforu nad nejhůře postiženými přehradami, můžeme se potom o to intenzivněji věnovat chronickému stresu, tj. odnosu P ze zemědělské půdy.

V roce 2004 jsme se vstupem do EU dobrovolně zavázali mj. k cíli, že „dosáhneme dobrého stavu povrchové vody“ nejpozději do roku 2015. Teprve s vědomím údajů o imisních koncentracích, analýze zdrojů a stavu vod je příhodné v roce 2016 vznášet argumenty o finanční náročnosti, resp. sociální únosnosti dvou uvažovaných novel (NV 61/2003 Sb. a 254/2001 Sb.), popř. dalších nápravných opatření.

Čtěte také: Kompost a fosfor

I když ještě nějakou dobu potrvá analýza majoritních důvodů nedosažení dobrého stavu u jednotlivých útvarů povrchových vod (ÚPV), tak „splněnost“ 20 % v kategorii řeka (Ř) a 35 % v kategorii jezero (J) zůstane nadlouho výsledkem desetiletého úsilí celého oboru VH. Doufejme, že analýzy zaostří naši pozornost na propastný deficit v nápravě „hydromorfologických složek kvality“, ale nepěstujme si iluze, že fosfor, resp. důsledky hluboké a dlouhodobé eutrofizace z předních příček „vlivů“ samovolně nebo „úředně“ zmizí.

Můžeme se tvářit, že sinice nejsou sinice a „relaxováním“ imisních limitů sami sebe přesvědčovat, že za jistých příhodných okolností „teče voda do kopečka“, ale tím jen oddálíme znatelné a kýžené zlepšení stavu našich vod.

Proč Emise Fosforu do Povrchových Vod Neklesají?

Nejčastější odpověď zní: „špatná legislativa“. Pohled na vývoj imisních standardů v paragrafech předchůdců a následovníků „jednašedesátky“ dokazuje, že podle legislativních norem platných v ČR za posledních více než 15 let jsou koncentrace v tocích trvale vztahovány k hodnotám násobně vyšším, než při kterých fungují zdravé ekosystémy. Je navíc tristní, že i přes neuspokojivý stav vodních útvarů docházelo do roku 2011 k jejich soustavnému uvolňování.

Tato norma stále hledí na celé území státu jako na stejnocenný kanál, ve kterémkoli místě - lhostejno zda horský potok nebo nížinná řeka - schopný snášet danou koncentraci s rovnocennými dopady. Podle představy zákonodárce zjevně stačí správně naředit. Do nebe volající nestoudností jsou nezměněné emisní standardy pro některá průmyslová odvětví (NV 401/2015 Sb). Vyhláška omezující sloučeniny fosforu v pracích prostředcích (Vyhl. 78/2006 Sb.), která nabyla účinnosti až v roce 2006, je také smutnou vizitkou. Nevztahuje se totiž ani na průmyslové praní, ani na mycí prostředky na nádobí.

Ale legislativa není jedinou příčinou. Nejkřiklavější kauzy jen ilustrují, jak neracionálně využíváme stávající finanční zdroje. Pravým opakem a dobrým příkladem je tady Rakousko. Mezi lety 1959-2013 investovalo do kanalizací a centrálních čistíren OV strukturovaně a podle detailních priorit celkem 45 miliard EUR. Dnes má 94,5 % obyvatel napojených na kanalizaci a čistírny s vysokou účinností odstranění fosforu (celkově 90%). Vedle toho jsou všechny čistírny systematicky vzorkovány na fosfor (≥1000 EO 52x ročně; ≥ 10 000 EO mají emisní limit TP = 1 mg/l).

V konečném důsledku z jeho území, při srovnatelné ploše, vodnosti a počtu obyvatel přitéká do VN Vranov poloviční množství fosforu. Ekonomické scénáře, které jsme neakceptovali pro zdání utopičnosti, jsou v sousední a kulturně nejbližší zemi realitou.

Vliv Sedimentu na Přísun Fosforu

Příspěvek se zabývá vlivem sedimentu přítokové části nádrže Vranov na přísun fosforu (P) do vodního sloupce nádrže za různých podmínek dostupnosti tzv. terminálních akceptorů elektronů, zejména rozpuštěného O2 a NO3-. Sedimenty v nádržích tak fungují jako dynamický zásobník látek, do kterého se současně ukládají a z něj i uvolňují v závislosti na okolních podmínkách a biogeochemických procesech.

V přítokových zónách rovněž dochází k nejmasovějšímu rozvoji řas a sinic, jejichž biomasa postupně sedimentuje z vodního sloupce. Pokud se tak děje ještě v zóně úplného míchání vodního sloupce, zpravidla nedochází ke kumulaci sestonu na dně, ale k jeho rychlému rozkladu. V případě, kdy míchaná část vodního sloupce již nedosahuje ke dnu, dochází ke vzniku lokálních bezkyslíkatých zón, k nedostatečnému rozkladu sedimentovaných částic a k ukládání nestabilizovaného, živinami bohatého sedimentu, schopného efektivně uvolňovat živiny zpět do vodního sloupce.

S rostoucí hloubkou nádrže klesá vliv sedimentu jako zdroje živin k rozvoji fytoplanktonu ve vodním sloupci, neboť P uvolňovaný ze sedimentu zůstává v hypolimnetické části vodního sloupce, tedy pod produkční zónou fytoplanktonu. Sedimenty obsahují nejen částice, ale také pórovou vodu, která funguje jako transportní spojovatel mezi sedimenty a vodou nad sedimenty.

Prostřednictvím ní se do sedimentu dostávají z vodního sloupce látky, které jsou zde v nízkých koncentracích a jsou spotřebovávány (zejména rozpuštěný O2, NO3-, SO42-). Naopak ze sedimentu jsou transportovány látky, které se vlivem chemických a mikrobiálních procesů na částicích rozpouštějí do pórové vody. Rozpuštěné látky v pórové vodě, včetně P, se dostávají ze sedimentu do vody v nádrži buď přímou difúzí, nebo rychleji díky rozrušování celého sedimentu bioturbací bezobratlých živočichů (např. larvy pakomárů) a ryb, produkcí a následným vybubláním plynů nebo resuspenzí sedimentu díky pohybům vody.

Biogeochemické změny částic pak závisejí na parametrech, jako je teplota, která dále ovlivňuje rychlosti chemických a zvláště mikrobiálních aktivit, dostupnost tzv. akceptorů elektronů O2, NO3-, SO42- a následně oxidačně-redukční potenciál (Eh) a pH, formy organických látek, a dále pak sorpčně desorpční rovnováhy. Akceptory elektronů jsou důležité pro proces oxidace organických sloučenin bakteriemi. Pokud je sediment anoxický a jsou vyčerpány výše zmíněné akceptory (zejména O2 a NO3-), dochází k redukci sloučenin MnIV na MnII a zejména více zastoupeného FeIII na FeII, které se tak rozpouštějí do pórové vody.

FeIII sloučeniny a zejména jeho (hydr)oxidy jsou hlavním vazebným partnerem pro P, proto dochází k současnému rozpouštění P do pórové vody. Pokud obsahuje pórová voda vyšší koncentrace rozpuštěného Fe, můžeme s jistotou říci, že dochází k redukčnímu rozpouštění Fe (hydr)oxidů a současně k přeměně P z pevné formy do rozpuštěné a zpřístupnění tohoto P pro přechod do vodního sloupce.

Studovaný sediment byl odebrán na nádrži Vranov v lokalitě mezi „Farářkou“ a „M. Loučky“ 23. 8. 2016. V době a místě odběru byla koncentrace O2 4 mg∙l-1 v hloubce 0,5 m nade dnem.

Experimentální Inkubace Sedimentů

Celkem čtyři paralelní vzorky sedimentů z identické lokality byly odebrány inovovaným gravitačním odběrákem do plexisklových trubic o průměru 20 cm a výšce 40 cm. Takto odebrané vzorky umožnily zachování svrchní vrstvy sedimentu s neporušeným vertikálním profilem, který odpovídal stavu sedimentů v nádrži. Současně byla z vodního sloupce nade dnem odebrána voda do 25 l barelů, která sloužila následně během inkubačního sledování jako zásobárna vody.

Kóry sedimentů byly umístěny do inkubačního boxu temperovaného na 12 °C, napojeny na systém kontinuální výměny vody mezi vodou nad sedimentem v kóru a zásobní vodou v barelu. Nad sediment byly následně umístěny míchací vrtule simulující pomalé proudění vody nad sedimentem.

Každý týden byl monitorován ve všech variantách vývoj koncentrací rozpuštěných látek v pórové vodě vertikálního profilu sedimentu. Pro vzorkování pórové vody byla použita upravená technika DET (Diffusive Equilibrium in Thin Film). Pro sledování změn složení částic sedimentů vyvolaných vývojem sedimentu za různých podmínek inkubace byl vzorek sedimentu analyzován pomocí frakcionace P. Jeden kór byl v době začátku inkubace rozřezán ve vertikálním profilu do vrstev o výšce 1 cm. V těchto vrstvách byl stanoven obsah a ztráta žíháním, která odpovídá obsahu organické složky v částicích sedimentu.

Výsledky Inkubačního Pokusu

Výsledky monitoringu vody nad sedimentem v průběhu inkubačního pokusu ukázaly výrazný vliv podmínek během inkubace. Zatímco sediment inkubovaný za anoxických podmínek vody nad sedimentem (anox) vykazoval kontinuální uvolňování P ze sedimentu, u obou oxických variant, jak bez přídavku NO3- (ox), tak i s přídavkem NO3- (NO3), k uvolňování P ze sedimentu nedocházelo. Sediment o ploše 1 m2 tak v anoxii uvolnil celkem 435 mg P během 35 dní inkubace.

Toto anoxické uvolňování P nebylo doprovázeno uvolňováním Fe do vodního sloupce. Redukční rozpouštění pak bylo patrné u dalšího redox labilního prvku, manganu (Mn).

Z analýz pórových vod je patrné, že na počátku inkubace (den 0) byl vysoký obsah celkového rozpuštěného P v jednotlivých vrstvách sedimentu včetně nejsvrchnější vrstvy 0-0,5 cm (c = 3,3±0,5 mg∙l-1 P). Tato koncentrace byla téměř 50× vyšší oproti koncentraci P ve vodním sloupci na počátku inkubace (70 µg∙l-1 P). Díky tomuto vysokému koncentračnímu gradientu P na rozhraní sediment/voda docházelo k difuznímu transportu P pórovou vodou ven ze sedimentu.

V případě oxické varianty (ox) v průběhu inkubace docházelo k výraznému poklesu P ve vrstvě 0-3 cm a zejména nejvíce ve svrchních vrstvách pod povrchem sedimentu. Tento pokles byl ještě výraznější u inkubovaného sedimentu s vyšší koncentrací NO3- ve vodním sloupci (NO3).

Pokud se zaměříme na profily rozpuštěného Fe v pórové vodě, je patrné, že mají stejný průběh, jako u P. Znamená to, že v sedimentu nedocházelo k rozpouštění železitých sloučenin s P, naopak díky přítomnosti oxické vody nade dnem docházelo k postupnému „prooxidovávání“ svrchní vrstvy sedimentu a ke srážení nových Fe~P sloučenin.

Obsah P v pórové vodě jednotlivých vrstev lze rozdělit do dvou částí: i) H2O frakce (modrá složka) odpovídá P, který se při přechodu do oxické vody díky disturbancím sedimentu není schopen srazit s rychle oxidovaným Fe a vytvořit nové částice a ii) HNO3 frakce (oranžová část), která je s tímto rozpuštěným Fe potencionálně srazitelná v oxických podmínkách.

Sediment obsahoval na počátku inkubačního pokusu v horních 9 cm celkem 35 g∙m-2 P. Průměrně 29±3 % P bylo vázáno ve vysoce redukčně labilních sloučeninách Fe a Mn (frakce BD-I), 30±3 vázáno na stabilnější a méně bakteriálně a chemicky redukovatelné sloučeniny Fe a Mn (frakce BD-II), 26±4 % P vázaného na amorfní (hydr)oxidy Al a v organických formách (frakce NaOH-I), 11±2 % ve stabilních organických formách a krystalických oxidech Al (frakce NaOH-II), 4±1 % P ve sloučeninách labilních v nízkých hodnotách pH.

Změny, které se odehrály během sledovaného období, byly nejvýznamnější ve svrchních 3 cm sedimentu, a byly téměř výhradně způsobeny změnami množství P vázaného na redox labilní (hydr)oxidy Fe a následně Mn, který měl ovšem menší význam vzhledem k jeho malému množství v sedimentu. Uvolňovaný P ze sedimentu pod anoxickým vodním sloupcem byl způsoben rozpouštěním snadno dostupných (hydr)oxidů Fe, které slouží jako terminální akceptor elektronů při mikrobiálním rozkladu organických látek, a na nich vázaného P (frakce BD-I).

Naopak v obou oxických variantách došlo k nabohacení P v BD-I frakcích, a to o desítky procent. Tento efekt byl způsoben jednak vysrážením rozpuštěného P a Fe z pórové vody a pravděpodobně také díky přeměně původních hůře dostupných (hydr)oxidů Fe. Zatímco při dostupnosti rozpuštěného O2 a NO3 - docházelo k nabohacení množství P a Fe v BD-I frakci, došlo k ochuzení P a částečně Fe v hůře dostupných formách (BD-II).

Závěry a Důsledky

Přes veškerou snahu se při inkubaci přiblížit podmínkám v nádrži, včetně použití nejlepších dostupných postupů, bude vždy obtížné extrapolovat výsledky do většího měřítka. V definované ploše je množství nejrizikovějšího P ve vrstvě 0-3 cm za přítomnosti kyslíku a současně NO3- ve vodním sloupci (varianta NO3) rovno 1 800 g P, tj. 15 % dostupného P ve vodním sloupci.

Sedimenty z přítokových částí nádrží mají velký vliv na trofický stav nádrží vzhledem k jejich blízkému kontaktu s epilimnetickou vodou. Uvolňovaný P ze sedimentů tak snadno přechází do produkční zóny fytoplanktonu ve vodním sloupci a zvyšuje dostupnost živin i v hlubších již stratifikovaných částech nádrže.

Sediment z nádrže Vranov je značně závislý na dostupnosti rozpuštěného O2 a také NO3-, které zabraňují při jejich dostupnosti uvolňování P ze sedimentů. V případě jejich nedostatku jsou využívány (hydr)oxidy Mn a zejména pak Fe při mikrobiální mineralizaci nasedimentovaného organického materiálu. Rozpouštění těchto (hydr)oxidů s nasorbovaným P pak vede k uvolňování velkého množství P ze sedimentu.

Za přítomnosti rozpuštěného O2 a/nebo NO3- jsou naopak tyto (hydr)oxidy schopné P zadržovat a kumulovat se v horních vrstvách sedimentu. Toto zadržení však není trvalé a při změně nestabilních oxických podmínek ve vodě nad sedimentem nebo překrytí novým organickým materiálem může docházet k jejich uvolnění.

Fosfor a Potravní Řetězce

Potravní řetězce popisují, jak se látky a energie v přírodě přesouvají mezi organismy. Na počátku potravních řetězců stojí producenti, což bývají fotosyntetizující organismy. Díky fotosyntéze ukládají energii slunečního záření do chemických vazeb a vytvářejí organické látky bohaté na energii. Producenty se živí konzumenti 1. řádu, což jsou obvykle býložraví (živící se rostlinami) či všežraví živočichové. Konzumenty 1. řádu žerou konzumenti 2. řádu (podobně dále s konzumenty dalších řádů). Mrtvá těla všech účastníků potravního řetězce zpracovávají rozkladači (dekompozitoři). Ti uvolňují různé látky zpět do prostředí, jsou tak k dispozici dalším organismům. Mezi rozkladače typicky patří bakterie, houby či někteří bezobratlí živočichové (např.

Obecné Informace o Fosforu

Fosfor je esenciální chemický prvek, který hraje klíčovou roli nejen v biologických procesech, ale také v průmyslové výrobě. Patří mezi nekovy a ve volné přírodě se nevyskytuje v elementární formě, ale je vázán většinou v minerálech. Jeho název pochází z řeckého „phōsphoros", tedy „nositel světla", což odkazuje na jeho schopnost světélkovat. V chemické klasifikaci se řadí do skupiny pniktogenů a v periodické tabulce má značku P a atomové číslo 15. Systematický název této látky je fosfor.

Může se vyskytovat v několika alotropických formách, z nichž nejznámější jsou bílý fosfor, červený fosfor a černý fosfor. Nejreaktivnější je bílý fosfor (P₄), světélkující na vzduchu a vysoce hořlavý. Červený fosfor je stabilnější forma, má amorfní strukturu, tmavě červenou až hnědou barvu a není rozpustný ve vodě ani v organických rozpouštědlech. Bod tání fosforu se liší podle jeho alotropní formy - bílý fosfor taje kolem 44,1 °C, zatímco červený nemá přesně definovaný bod tání, ale mění se v plyn při teplotách nad 300 °C.

Fosfor je nepostradatelný v mnoha oblastech lidské činnosti. V biologii je klíčovou součástí DNA, RNA, ATP a fosfolipidů, tedy molekul zásadních pro život. V průmyslu slouží červený fosfor k výrobě zápalek, pyrotechniky, retardérů hoření a také pesticidů. V chemickém průmyslu se fosfor využívá při syntéze detergentů, potravinářských přísad. V moderních technologiích se zkoumají aplikace černého fosforu - podobně jako grafen má vrstvenou strukturu a vykazuje slibné polovodičové vlastnosti.

V přírodě se fosfor nevyskytuje volně, ale ve formě anorganických sloučenin, zejména jako fosfáty v minerálech - například apatit (Ca₅(PO₄)₃(F,Cl,OH)) je nejznámějším přírodním zdrojem fosforu. V průmyslové výrobě se čistý fosfor získává redukcí fosforečnanových hornin uhlíkem při vysokých teplotách v elektrických pecích. Ve výsledném procesu vzniká také oxid uhelnatý, který je dále zpracován.

Z pohledu bezpečnosti je důležité rozlišovat mezi různými formami fosforu. Bílý fosfor je vysoce toxický - způsobuje vážné popáleniny a jeho požití může být smrtelné. S jeho manipulací je nutné zacházet výhradně v inertní atmosféře a odborném prostředí.

Fosfor se v přírodě kumuluje a jeho nadměrný výskyt v půdě nebo vodních ekosystémech může způsobit eutrofizaci - přemnožení řas a sinic, následovaný úbytkem kyslíku ve vodě. Tento jev je často důsledkem přehnojování fosfátovými hnojivy nebo výpustí čisticích prostředků s obsahem fosforečnanů.

tags: #fosfor #ekologie #cyklus

Oblíbené příspěvky:

• Historie a vývoj environmentálních akčních plánů
• Emise krbů
• Ohrožení a naděje evropské přírody
• Studie o znečištění ovzduší dopravou
• Problém nezpracovatelného textilního odpadu