bod XVIII · 222/2004 Sb.

XVIII. METODA PRO STANOVENÍ ADSORPCE/ DESORPCE V ROVNOVÁŽNÉM STAVU – metoda C.18 podle přílohy směrnice 2001/59/ES
DODATEK 1

DODATEK 2
VLIV SPRÁVNOSTI ANALYTICKÉ METODY A ZMĚNY KONCENTRACE NA SPRÁVNOST VÝSLEDKŮ ADSORPČNÍ STUDIE
Z následující tabulky (84) je zřejmé, že je-li rozdíl mezi počáteční hmotností zkoušené látky (m₀ =110 µg) a její rovnovážnou hmotností v roztoku (m^ads _aq (eq) =100 µg), je důsledkem 5% chyby měření rovnovážné koncentrace 50% chyba ve výpočtu hmotnosti zkoušené látky adsorbované na půdě (m^ads_s(eq)) a 52,4% chyba ve výpočtu K_d.
Množství půdy m_půda⁼10 g
Objem roztoku V₀ = 100 cm³

kde:
$* m_{p}^{a d s} e q = m_{0} - m_{v o d}^{a d s} e q, C_{p}^{a d s} e q = \frac{C_{0} - C_{v o d}^{a d s} e q V_{0}}{m_{b o d e m}}, K_{d} = \frac{m_{p}^{a d s} e q}{m_{v o d}^{a d s} e q} \frac{V_{0}}{m_{b o d e m}}$
$m_{p}^{a d s} e q$ ⁼ množství zkoušené látky v půdě v rovnováze, µg
$m_{v}^{a d s} e q$ = množství zkoušené látky ve vodné fázi v rovnováze, µg
$C_{p}^{a d s} e q$ ⁼ množství zkoušené látky v půdě v rovnováze, µg·g^-1.
$C_{v}^{a d s} e q$ ⁼ množství zkoušené látky ve vodné fázi v rovnováze, µg·cm^-3
R = analytická chyba stanovení $m_{v}^{a d s} e q$
= vypočtená chyba vyplývající z analytické chyby R.
DODATEK 3
METODY ODHADU K_d
DODATEK 4
VÝPOČTY PRO STANOVENÍ PARAMETRŮ CENTRIFUGACE
Má-li laboratoř, která studii provádí, zařízení pro ultracentrifugaci nebo ultrafiltraci, mohla by být adsorpce/desorpce studována hlouběji včetně informací o adsorpci látky na koloidních částicích. V takovém případě se k oddělení tří fází – půdy, koloidních částic a roztoku, použije ultracentrifugace při 60 000 ot./min nebo ultrafiltrace na filtru zachycujícím částice o velikosti 100 000 daltonů. Protokol o zkoušce by měl být také odpovídajícím způsobem pozměněn, mají-li být analyzovány všechny tři fáze.

Obrázek 1a Změny centrifugační doby (t) v závislosti na centrifugační rychlosti (ot./min) pro různé hustoty půdy (ρ_p). R_t = 10 cm, R_b− R_t = 10 cm, η = 8,95 × 10^-3 g·s^-1 cm^-1 a ρ_vod = 1,0 g·cm^-3 při 25 °C.

Obrázek 1b Změna centrifugační doby (t) v závislosti na centrifugační rychlosti (ot./min) pro různé výšky sloupce směsi v centrifugační kyvetě (R_b − R_t) = L; R_t = 10 cm, η = 8,95 × 10^-3 g·s^-1·cm^-1, ρ_vod = 1,0 g·cm^-3 při 25 °C a ρ_p = 2,0 g·cm^-3.
DODATEK 5
VÝPOČET ADSORPCE A (%) A DESORPCE D (%)
Časové schéma průběhu experimentu je následující:

U všech výpočtů se předpokládá, že zkoušená látka je stálá a že se významně neadsorbuje na stěnách nádoby.
ADSORPCE (A%)
DESORPCE (%)
Časem t₀, v němž se zahájí experiment pro studium desorpční kinetiky, je okamžik, kdy je co největší objem roztoku zkoušené látky (po dosažení adsorpční rovnováhy) nahrazen stejným objemem 0,01M roztoku CaCl₂.
DODATEK 6
ADSORPCE – DESORPCE V PŮDÁCH: FORMULÁŘE PRO PŘEDLOŽENÍ DAT

a) Paralelní metoda
V čase t_i se změří množství zkoušené látky ve vodné fázi odebrané ze zkušební nádoby i $V_{r}^{i}$ a desorbované množství se vypočte z rovnice:

m_{v o d}^{d e s} t_{i} = m_{m}^{d e s} t_{i} \cdot \frac{V_{0}}{V_{r}^{i}} - m_{v o d}^{A}

(13)

V desorpční rovnováze platí, že t_i = t_eq, a tedy

m_{v o d}^{a d s} t_{i}

m_{v o d}^{a d s} e q

.
Množství zkušební látky desorbované během časového intervalu (∆t_i) je dáno rovnicí:

m_{v o d}^{d e s} {∆ t}_{i} = m_{v o d}^{d e s} t_{i} - \sum_{j = 1}^{i - 1} m_{v o d}^{d e s} j

(14)

Procento desorpce se vypočte takto:
— v čase t_i z rovnice:

D_{t_{i}} = \frac{m_{v o d}^{d e s} t_{i}}{m_{p}^{a d s} e q} \cdot 100 %

(15)

— a během časového intervalu (∆t_i) z rovnice:

D_{∆ t_{i}} = \frac{m_{v o d}^{d e s} ∆ t_{i}}{m_{p}^{a d s} e q} \cdot 100 %

(16)

kde:
D_ti = procento desorpce v čase t_i, (%)
D_∆ti⁼ procento desorpce za časový interval ∆t_i, (%)
^{$m_{v o d}^{d e s} t_{i}$ =}množství zkoušené látky desorbované v čase t_i, (µg)

m_{v o d}^{d e s} {∆ t}_{i}

= množství zkoušené látky desorbované během časového intervalu ∆t_i, (µg)

m_{m}^{d e s} t_{i}

= množství zkoušené látky analyticky změřené v čase t_i v roztoku o objemu V_rⁱ, který byl odebrán k analýze, (µg)

m_{v o d}^{A}

= množství látky, které zbylo (aniž se adsorbovalo) po ustavení adsorpční rovnováhy, a to v důsledku nekvantitativní výměny objemu vodné fáze, (µg)

m_{v o d}^{A} e q \cdot \frac{V_{0} - V_{R}}{V_{0}}

(17)

m_{v}^{a d s} e q

= množství zkoušené látky v roztoku v adsorpční rovnováze, (µg)
V_R = objem supernatantu odebraného ze zkušební nádoby po dosažení adsorpční rovnováhy a nahrazeného stejným objemem 0,01M roztoku CaCl₂ (cm³)

V_{r}^{i}

= objem roztoku odebraného ze zkušební nádoby (i) ke stanovení zkoušené látky v experimentu pro studium desorpční kinetiky (cm³).
Hodnoty procenta desorpce D_ti nebo D_∆ti (podle potřeb studie) se vynesou proti času a stanoví se doba, po níž se ustavila desorpční rovnováha.

a) Paralelní metoda
Procento adsorpce se vypočte pro každou zkušební nádobu (i) pro každý čas (t_i) podle následující rovnice:

A_{t i} = \frac{m_{p}^{a d s} t_{i} \cdot 100}{m_{0}} %

(1) ³

Veličiny v této rovnici lze vyčíslit takto:

m_{0} = C_{0} \cdot V_{0} μ g

(2)

m_{p}^{a d s} t_{i} = m_{0} - C_{v o d}^{a d s} t_{i} \cdot V_{0} μ g

(3)

kde:
A_ti = procento adsorpce (%) v čase t_i

m_{p}^{a d s} t_{i}

⁼ množství zkoušené látky na půdě v čase t_i, kdy je prováděna analýza (µg)
m₀ = množství zkoušené látky v nádobě na začátku zkoušky (µg)
C₀ = počáteční hmotnostní koncentrace zkušebního roztoku v kontaktu s půdou (µg·cm^-3)

C_{v o d}^{a d s} t_{i}

= hmotnostní koncentrace látky ve vodné fázi v čase t_i,kdy je prováděna analýza, (µg·cm^-3); Tato koncentrace se stanoví analyticky a koriguje se na hodnoty ze slepých pokusů
V₀ = počáteční objem zkušebního roztoku v kontaktu s půdou (cm³).
Hodnoty adsorpčního procenta A_ti nebo

C_{v o d}^{a d s} t_{i}

se vynesou proti času a zjistí se doba, po níž se ustavila sorpční rovnováha. Příklady takových křivek jsou uvedeny na obrázcích 1 a 2.
Obrázek 1 Křivka ustavování adsorpční rovnováhy

Obrázek 2. Závislost hmotnostní koncentrace látky ve vodné fázi (C_vod) na čase

b) Sériová metoda
V následujících rovnicích je zohledněno, že byla při předcházející studii adsorpce prováděna měření zkoušené látky v malých podílech $v_{a}^{A}$ vodné fáze (sériová metoda v bodě 1.9 Provedení zkoušky) Předpokládá se, že a) objem supernatantu odebraného ze zkušební nádoby po experimentu pro studium adsorpční kinetiky byl nahrazen stejným objemem 0,01M roztoku CaCl₂ (V_R) a b) celkový objem vodné fáze v kontaktu s půdou (V_T) během experimentu pro studium desorpční kinetiky zůstává konstantní a je dán rovnicí:

V_{T} = V_{0} - \sum_{i = 1}^{n} v_{a}^{A} i

(18)

V čase t_i:
— množství zkoušené látky se měří v malých podílech

v_{a}^{D}

a desorbované množství se vypočte z následující rovnice:

m_{v o d}^{d e s} t_{i} = m_{m}^{d e s} t_{i} \cdot \frac{V_{T}}{v_{a}^{D}} - m_{v o d}^{A} \cdot \frac{V_{T} - i - 1 \cdot v_{a}^{D}}{V_{T}}

(19)

— v desorpční rovnováze platí, že t_i = t_eq, a tedy

m_{v o d}^{d e s} t_{i}

m_{v o d}^{d e s} e q

— procento desorpce D_ti se vypočte z následující rovnice:

D_{t_{i}} = \frac{m_{v o d}^{d e s} t_{i}}{m_{p}^{a d s} e q} \cdot 100 %

(20)

Za časový interval (∆t_i):
Pro každý časový interval se. desorbované množství látky vypočte takto:
— pro první časový interval

∆ t_{1} = t_{1} - t_{0}

m_{v o d}^{d e s} ∆ t_{i} = m_{m}^{d e s} t_{1} \cdot \frac{V_{T}}{v_{a}^{D}} - m_{v o d}^{A} a m_{p}^{d e s} t_{1} = m_{p}^{v o d} e q - m_{v o d}^{d e s} ∆ t_{1}

(21)

— pro druhý časový interval

∆ t_{2} = t_{2} - t_{1}

m_{v o d}^{d e s} t_{2} = m_{m}^{d e s} t_{2} \cdot \frac{V_{T}}{v_{a}^{D}} - m_{v o d}^{d e s} ∆ t_{i} \cdot \frac{V_{T} - v_{a}^{D}}{V_{T}} - m_{v o d}^{A} \cdot \frac{V_{T} - v_{a}^{D}}{V_{T}}

m_{p}^{d e s} t_{2} = m_{p}^{a d s} e q - m_{v o d}^{d e s} ∆ t_{1} + m_{v o d}^{d e s} ∆ t_{2}

(22)

pro n-tý časový interval

∆ t_{n} = t_{n} - t_{n - 1}

m_{v o d}^{d e s} {∆ t}_{n} = m_{m}^{d e s} t_{n} \cdot \frac{V_{T}}{v_{a}^{D}} - m_{v o d}^{A} \cdot \frac{V_{T} - {n - 1 \cdot v}_{a}^{D}}{V_{T}} - \sum_{i = 1, n \neq 1}^{n - 1} \frac{V_{T} - n - 1 \cdot v_{a}^{D}}{V_{T}} \cdot m_{v o d}^{d e s} ∆ t_{i}

m_{p}^{d e s} t_{n} = m_{p}^{a d s} e q - \sum_{i = 1, n \neq 1}^{n - 1} m_{v o d}^{d e s} ∆ t_{i}

(23)

Procento desorpce za každý časový interval D_∆ti se nakonec vypočte z následující rovnice:

D_{∆ t_{i}} = \frac{m_{v o d}^{d e s} ∆ t_{i}}{m_{p}^{a d s} e q} \cdot 100 %

(24)

zatímco procento desorpce (D_ti) v čase t_i je dáno rovnicí:

D_{t_{i}} = \frac{\sum_{j = ∆ t_{i}}^{∆ t_{i}} m_{v o d}^{d e s} j}{m_{p}^{a d s} e q} \cdot 100 = \frac{m_{v o d}^{d e s} t_{i}}{m_{p}^{a d s} e q} \cdot 100 %

(25)

přičemž jsou výše použité veličiny definovány takto:

m_{p}^{d e s} {∆ t}_{1}

m_{p}^{d e s} {∆ t}_{2}

,...,

m_{p}^{d e s} {∆ t}_{n}

= množství látky, která zůstala adsorbovaná na půdě po časových intervalech ∆t₁, ∆t₂,..., ∆t_n, (µg)

m_{v o d}^{d e s} {∆ t}_{1}

m_{v o d}^{d e s} {∆ t}_{2}

,...,

m_{v o d}^{d e s} {∆ t}_{n}

= množství látky desorbované za časové intervaly ∆t₁, ∆t₂,..., ∆t_n, (µg)

m_{m}^{d e s} t_{1}

m_{m}^{d e s} t_{2}

,...,

m_{m}^{d e s} t_{n}

= množství látky naměřené v podílu v_a^Dv okamžicích t₁, t₂, ...., t_n (µg)
V_T = celkový objem vodné fáze v kontaktu s půdou během experimentu pro studium desorpční kineticky provedeného sériovou metodou (cm³)

m_{v o d}^{A}

= množství látky, které zbylo (aniž se adsorbovalo) po ustavení adsorpční rovnováhy, a to v důsledku nekvantitativní výměny objemu vodné fáze,(µg)

m_{v o d}^{A} \frac{V_{0} - \sum_{i = 1}^{n} v_{a}^{A} i - V_{R}}{V_{0} - \sum_{i = 1}^{n} v_{a}^{A} i} \cdot m_{v o d}^{a d s} e q

(26)

V_R = objem supernatantu odebraného ze zkušební nádoby po dosažení adsorpční rovnováhy a nahrazeného stejným objemem 0;01M roztoku CaCl₂ (cm³)

v_{a}^{D}

= objem alikvotu odebraného k analýze ze zkušební nádoby (i) během experimentu pro studium desorpční kineticky provedeného sériovou metodou

v_{a}^{D} \leq 0,02 \cdot V_{T}

(27)

b) Sériová metoda
V následujících rovnicích je zohledněno, že se při studii adsorpce provádějí měření zkoušené látky v malých podílech vodné fáze v určitých časových intervalech.
— Pro každý časový interval se množství látky adsorbované na půdě vypočte takto:
— pro první časový interval $∆ t_{1} = t_{1} - t_{0}$

m_{p}^{a d s} ∆ t_{1} = m_{0} - m_{m}^{a d s} t_{1} \cdot \frac{V_{0}}{v_{a}^{A}}

(4)

— pro druhý časový interval

∆ t_{2} = t_{2} - t_{1}

m_{p}^{a d s} ∆ t_{2} = m_{m}^{a d s} t_{1} \cdot \frac{V_{0}}{v_{a}^{A}} - m_{m}^{a d s} t_{2} \cdot \frac{V_{0} - v_{a}^{A}}{v_{a}^{A}}

(5)

— pro třetí časový interval

∆ t_{3} = t_{3} - t_{2}

m_{p}^{a d s} ∆ t_{3} = m_{m}^{a d s} t_{2} \cdot \frac{V_{0 -} v_{a}^{A}}{v_{a}^{A}} - m_{m}^{a d s} t_{3} \cdot \frac{V_{0} - {2 \cdot v}_{a}^{A}}{v_{a}^{A}}

(6)

— pro n-tý časový interval

∆ t_{n} = t_{n} - t_{n - 1}

m_{p}^{a d s} ∆ t_{n} = m_{m}^{a d s} t_{n - 1} \cdot \frac{V_{0 -} {n - 2 \cdot v}_{a}^{A}}{v_{a}^{A}} - m_{m}^{a d s} t_{n} \cdot \frac{V_{0} - {n - 1 \cdot v}_{a}^{A}}{v_{a}^{A}}

(7)

— Procento adsorpce v každém časové intervalu A_∆ti se vypočte z následující rovnice:

A_{∆ t_{i}} = \frac{m_{p}^{a d s} ∆ t_{i}}{m_{0}} \cdot 100 %

(8) ⁴

zatímco procento adsorpce (A_ti) v čase t_ije dáno rovnicí:

A_{t_{i}} = \frac{\sum_{j = ∆ t_{i}}^{∆ t_{i}} m_{p}^{a d s} j}{m_{0}} \cdot 100 %

(9) ⁴

Hodnoty procenta adsorpce A_ti nebo A_∆ti (podle potřeb studie) se vynesou proti času a stanoví se doba, po níž se ustavila sorpční rovnováha.
— V čase ustavení rovnováhy t_eq:
— je množství zkoušené látky adsorbované na půdě:

m_{p}^{a d s} e q = \sum_{∆ t_{i}}^{n} m_{p}^{a d s} ∆ t_{i}

(10) ⁴

— množství zkoušené látky v roztoku:

m_{v o d}^{a d s} e q = m_{0} - \sum_{∆ t_{i} = 1}^{n} m_{p}^{a d s} ∆ t_{i}

(11) ⁴

— a procento adsorpce v rovnováze:

A_{e q} = \frac{m_{p}^{a d s} e q}{m_{0}} \cdot 100 %

(12) ⁴

Výše uvedené veličiny jsou definovány takto:

m_{p}^{a d s} ∆ t_{1}

m_{p}^{a d s} ∆ t_{2}

,...,

m_{p}^{a d s} ∆ t_{n}

= množství látky adsorbované na půdě za časový interval ∆t₁, ∆t₂,..., ∆t_n, (µg)

m_{m}^{a d s} t_{1}

m_{m}^{a d s} t_{2}

,...,

m_{m}^{a d s} t_{n}

= množství látky naměřené v podílu (v_a^A) v okamžiku t₁, t₂, ...,t_n, (µg)

m_{p}^{a d s} e q

= množství zkoušené látky adsorbované na půdě v adsorpční rovnováze, (µg)

m_{v o d}^{a d s} e q

= množství zkoušené látky v roztoku v adsorpční rovnováze, (µg)

v_{a}^{A}

= objem podílu, ve kterém je látka stanovována, (cm³)

A_{∆ t_{i}}

= procento adsorpce odpovídající časovému intervalu ∆t_i, (%)
_{$A_{e q}$}= procento adsorpce v adsorpční rovnováze

XVIII.1. METODA
Tato metoda je replikou metody OECD TG 106 pro stanovení půdní adsorpce/desorpce násadovou rovnovážnou metodou (Batch Equilibrium Method) (2000).

XVIII.1.1 ÚVOD
Tato metoda se opírá o okružní testy a seminář o výběru půd pro vývoj zkoušky adsorpce (1, 2, 3, 4) a rovněž o existující národní metodiky (5, 6, 7, 8, 9, 10, 11).
Studie adsorpce/desorpce jsou užitečné pro získávání důležitých informací o mobilitě a distribuci chemických látek v půdních, vodních a vzdušných složkách biosféry (12, 13, 14, 15, 16, 17, 18, 19, 20, 21). Informace lze použít k předpovědi nebo např. odhadu dostupnosti chemické látky pro rozklad, (22, 23), transformace a příjmu organismy (24), vymývání půdním profilem, (16, 18, 19, 21, 25, 26, 27, 28); těkání z půdy (21, 29, 30); odtoku z půdního povrchu do vod (18, 31, 32). Data o adsorpci mohou být použita pro účely porovnání a modelování (19, 33, 34, 35).
Rozdělení chemické látky mezi půdu a vodní fázi je složitý proces, který závisí na řadě různých faktorů: na chemické povaze látky (12, 36, 37, 38, 39, 40), na charakteristikách půdy (4, 12, 13, 14, 41, 42, 43, 44, 45, 46, 47, 48, 49) a na klimatických faktorech, jako jsou srážky, teplota, sluneční svit a vítr. Početné fenomény a mechanismy účastnící se adsorpce chemické látky v půdě tedy nelze v celém rozsahu definovat zjednodušeným laboratorním modelem, na jakém je založena tato metoda. Přestože nelze tímto pokusem podchytit všechny možné případy z životního prostředí, poskytuje cenné informace o významnosti adsorpce chemické látky z hlediska životního prostředí. Viz také obecný úvod.

1. Metody odhadu umožňují předpovědět K_d na základě korelací například s hodnotami P_ov (12, 39, 63 – 68), s daty o rozpustnosti (12, 19, 21, 39, 68 − 73) nebo s daty o polaritě získanými při použití HPLC s obrácenou fází (74 −76). Jak je patrné z tabulky 1 a 2, vypočtou se z takových rovnic hodnoty K_ou nebo K_om a poté nepřímo hodnoty K_d z rovnic:

K_{o u} = K_{d} \cdot \frac{100}{% o u} c m^{3} \cdot g^{- 1}

K_{om} = \frac{K_{d}}{1,724} \cdot \frac{100}{% ou} {cm}^{3} \cdot g^{- 1}

1. Centrifugační doba se za předpokladu, že jsou částice kulové, vypočte podle následující rovnice:

t = \frac{9}{2} \frac{η}{ω^{2} {r p}^{2} ρ_{p} - ρ_{v o d}} l n \frac{R_{b}}{R_{t}}

(1)

Pro zjednodušení nejsou parametry uvedeny v základních jednotkách SI (ale v jednotkách soustavy CGS).
kde:
ω = úhlová rychlost (= 2

π

·(rpm)/60), rad·s^-1
rpm = počet otáček za minutu
η = viskozita roztoku, g·s^-1·cm^-1
r_p = poloměr částic, cm
ρ_p = hustota půdy, g·cm^-3
ρ_vod = hustota roztoku, g·cm^-3
R_t = vzdálenost od středu rotoru centrifugy k hladině roztoku v centrifugační kyvetě, cm
R_b = vzdálenost od středu rotoru centrifugy ke dnu centrifugační kyvety, cm
R_b − R_t ⁼ výška sloupce směsi půda/roztok v centrifugační kyvetě, cm.
V praxi se k zajištění úplného oddělení volí dvojnásobek vypočteného času.

XVIII.1.2 POUŽITÍ
Tato metoda je zaměřena na odhad adsorpčního/desorpčního chování látky v půdách. Cílem je získat sorpční charakteristiky, které lze použít pro předpověď rozdělení za nejrůznějších podmínek v životním prostředí; k tomuto účelu se pro chemickou látku stanovují rovnovážné adsorpční koeficienty v různých půdách jako funkce půdních charakteristik (např. obsahu organického uhlíku, obsahu jílu, půdní textury a pH). Pro co nejširšího podchycení interakcí dané látky s půdami vyskytujícími se v přírodě musí být použity při zkoušce různé druhy půd.
V této metodě vyjadřuje adsorpce proces vázání chemické látky na půdní povrch; nerozlišuje se mezi různými adsorpčními procesy (fyzikální a chemickou adsorpcí) a procesy, jako jsou povrchově katalyzovaný rozklad, adsorpce velkých množství nebo chemická reakce. Adsorpce na koloidních částicích (průměr < 0,2 µm) vznikajících v půdě se nebere v úvahu.
Půdními parametry, které jsou považovány za nejdůležitější, jsou: obsah organického uhlíku (3, 4, 12, 13, 14, 41, 43, 44, 45, 46, 47, 48), obsah jílu a půdní textura (3, 4, 41, 42, 43, 44, 45, 46, 47, 48) a pro disociující sloučeniny také pH (3, 4, 42). Dalšími půdními parametry, které mohou mít vliv na adsorpci/desorpci určité látky jsou efektivní kationtová výměnná kapacita (ECEC), obsah amorfních oxidů železa a hliníku, zejména u vulkanických a tropických půd (4) a rovněž měrný povrch (49).
Zkouška je navržena pro posouzení adsorpce chemické látky na různých druzích půd s různým obsahem organického uhlíku, jílu, různou půdní texturou a různým pH. Je trojstupňová:
Stupeň 1: Předběžná zkouška za účelem stanovení:
— poměru půda/roztok,
— rovnovážného adsorpčního času a množství zkoušené látky adsorbovaného v rovnováze,
— adsorpce zkoušené látky na stěnách zkušební nádoby a stálosti zkoušené látky v průběhu zkoušky.
Stupeň 2: Screeningová zkouška: studie adsorpční kinetiky a stanovení distribučních koeficientů K_d a K_ou pro pět druhů půd a jednu koncentraci.
Stupeň 3: Stanovení Freundlichových isotherm za účelem zjištění vlivu koncentrace na velikost adsorpce na půdách.
Studie desorpce prostřednictvím desorpční kinetiky/ Freundlichových desorpčních isotherm (dodatek 1).

XVIII.1.3 DEFINICE A JEDNOTKY

Symbol	Definice	Jednotky
A_ti	procento adsorpce v čase t_i	%
A_eq	procento adsorpce v adsorpční rovnováze	%
$m_{p}^{a d s} t_{i}$	množství zkoušené látky adsorbované na půdě v čase t_i	µg
$m_{p}^{a d s} ∆ t_{i}$	množství zkoušené látky adsorbované na půdě za časový interval ∆t_i	µg
$m_{p}^{a d s} e q$	množství zkoušené látky adsorbované na půdě v adsorpční rovnováze	µg
m₀	množství zkoušené látky ve zkušební nádobě na začátku adsorpční zkoušky	µg
$m_{m}^{a d s} t_{i}$	množství zkoušené látky naměřené v podílu $v_{a}^{A}$ v okamžiku t_i	µg
$m_{v}^{a d s} e q$	množství zkoušené látky v roztoku v adsorpční rovnováze	µg
m_půda	množství půdní fáze vyjádřené v suché hmotnosti půdy	g
C_zás	hmotnostní koncentrace zásobního roztoku látky	µg∙cm^-3
C₀	počáteční hmotnostní koncentrace zkušebního roztoku v kontaktu s půdou	µg∙cm^-3
$C_{v o d}^{a d s} t_{i}$	hmotnostní koncentrace látky ve vodné fázi v čase t_i, kdy je prováděna analýza	µg∙cm^-3
$C_{p}^{a d s} e q$	množství látky adsorbované na půdě v adsorpční rovnováze	µg∙cm^-3
$C_{v o d}^{a d s} e q$	hmotnostní koncentrace látky ve vodné fázi v adsorpční rovnováze	µg∙cm^-3
V₀	počáteční objem vodné fáze v kontaktu s půdou během adsorpční zkoušky	cm³
$v_{a}^{A}$	objem podílu, ve kterém je látka stanovována	cm³
K_d	distribuční koeficient pro adsorpci	cm³∙g^-1
K_ou	adsorpční koeficient normalizovaný na organický uhlík	cm³∙g^-1
K_om	distribuční koeficient normalizovaný na obsah organického materiálu	cm³∙g^-1
$K_{F}^{a d s}$	Freundlichův adsorpční koeficient	µg^1-1/n(cm³)^1/n∙g^-1
1/n	Freundlichův exponent
D_ti	procento desorpce v čase t_i	%
D_∆ti	procento desorpce za časový interval ∆ti	%
K_des	zdánlivý desorpční koeficient	cm³∙g^-1
$K_{F}^{d e s}$	Freundlichův desorpční koeficient	µg^1-1/n (cm³)^1/n∙g^-1
$m_{v o d}^{d e s} t_{i}$	množství zkoušené látky desorbované z půdy v čase t_i	µg
$m_{v o d}^{d e s} {∆ t}_{i}$	množství zkoušené látky desorbované z půdy za časový interval ∆t_i	µg
$m_{m}^{d e s} e q$	analyticky stanovené množství látky ve vodné fázi v desorpční rovnováze	µg
$m_{v o d}^{d e s} e q$	celkové množství zkoušené látky desorbované v desorpční rovnováze	µg
$m_{p}^{d e s} {∆ t}_{i}$	množství látky, která zůstává adsorbovaná na půdě po uplynutí časového intervalu ∆t_i	µg
$m_{v o d}^{A}$	množství látky, které zbylo (aniž se adsorbovalo) po ustavení adsorpční rovnováhy, a to v důsledku nekvantitativní výměny objemu vodné fáze	µg
$C_{p}^{d e s} e q$	množství zkoušené látky, které zůstalo adsorbované na půdě v desorpční rovnováze	µg∙g^-1
$C_{v o d}^{d e s} e q$	hmotnostní koncentrace látky ve vodné fázi v desorpční rovnováze	µg∙cm^-3
V_T	celkový objem vodné fáze v kontaktu s půdou během experimentu pro studium desorpční kinetiky provedeného sériovou metodou	cm³
V_R	objem supernatantu odebraného ze zkušební nádoby po dosažení adsorpční rovnováhy a nahrazeného stejným objemem 0,01M roztoku CaCl₂	cm³
$v_{a}^{D}$	objem podílu odebraného k analýze od okamžiku ti během experimentu pro studium desorpční kinetiky provedeného sériovou metodou	cm³
$V_{r}^{i}$	objem roztoku odebraného ze zkušební nádoby (i) ke stanovení zkoušené látky v experimentu pro studium desorpční kinetiky (paralelní metoda)	cm³
$V_{r}^{F}$	objem roztoku odebraného ze zkušební nádoby ke stanovení zkoušené látky v desorpční rovnováze	cm³
MB	množstevní bilance	%
m_E	celkové množství zkoušené látky extrahované z půdy a ze stěn zkušební nádoby ve dvou krocích	µg
V_rec	objem supernatantu získaný po dosažení adsorpční rovnováhy	cm³
P_ov	rozdělovací koeficient oktanol/voda
pK_a	disociační konstanta
S_v	rozpustnost ve vodě	g∙l^-1

XVIII.1.4 PODSTATA ZKUŠEBNÍ METODY
Známé objemy roztoků zkoušené látky o známé koncentraci, značené nebo neznačené radionuklidy, se v 0,01M CaCl₂ přidají k půdním vzorkům o známé sušině, které byly předběžně uvedeny do rovnováhy s 0,01M CaCl₂. Směs se přiměřenou dobu protřepává. Půdní suspenze se poté oddělí centrifugací a podle požadavků zfiltruje a vodná fáze se analyzuje. Množství zkoušené látky adsorbované na půdním vzorku se vypočte z rozdílu mezi počátečním množstvím zkoušené látky v roztoku a množstvím, které v něm zbylo na konci experimentu (nepřímá metoda).
Alternativně lze adsorbované množství zkoušené látky stanovit také přímo analýzou půdy (přímá metoda). Tato metoda, která zahrnuje postupnou extrakci vhodným rozpouštědlem se doporučuje v případech, kdy nelze přesně stanovit rozdíl koncentrací látky v roztocích. Jde například o tyto případy: adsorpce zkoušené látky na stěnách zkušebních nádob, nestálost zkoušené látky v poměru k délce experimentu, nízká adsorpce s malou změnou koncentrace v roztoku a vysoká adsorpce, jejímž důsledkem je nízká koncentrace, kterou nelze přesně stanovit. Použije-li se látka značená radioizotopy, lze extrakci půdy obejít analýzou půdní fáze spočívající v jejím spálení a v měření kapalinovou scintilační spektrometrií. Měření kapalinovou scintilační spektrometrií je nespecifickou technikou, která nerozlišuje mezi mateřskými a transformačními produkty; měla by tedy být použita pouze tehdy, je-li zkoušené chemická látka po celou dobu studie stálá.

XVIII.1.5 INFORMACE O ZKOUŠENÉ LÁTCE
Chemikálie musí být analytické čistoty. Doporučuje se použití radioizotopově neznačených zkoušených látek se známým složením a alespoň 95% čistotou, nebo zkoušených látek značených radioizotopy, které mají známé složení a jsou radioizotopově čisté. U stopovačů s krátkým poločasem rozpadu musí být provedena korekce na rozpad.
Před prováděním zkoušek adsorpce-desorpce by měly být o zkoušené látce známy tyto informace:

a) rozpustnost ve vodě (A.6);

b) tlak par (A.4) a/nebo Henryho konstanta;

c) abiotický rozklad: hydrolýza jako funkce pH (C.7);

d) rozdělovací koeficient (A.8);

e) snadná rozložitelnost (C.4) nebo aerobní a anaerobní transformace v půdě;

f) pK_a disociovatelných látek;

g) přímá fotolýza ve vodě (tj. UV-Vis absorpční spektrum ve vodě, kvantový výtěžek) a fotodegradace v půdě.

XVIII.1.6 POUŽITELNOST ZKOUŠKY
Zkouška je použitelná u látek, pro něž existuje analytická metoda s dostatečnou správností. Důležitým parametrem, který může ovlivnit spolehlivost výsledku, zejména při nepřímé metodě, je stálost zkoušené látky po celou dobu zkoušky. Je tedy nezbytné ověřit stabilitu v předběžné studii; je-li v průběhu zkoušky pozorována transformace látky, doporučuje se, aby byla v hlavní studii provedena analýza jak půdní, tak vodné fáze.
Obtíže mohou nastat při provádění této zkoušky u látek s nízkou rozpustností ve vodě (S_v< 10^-4 g∙l^-1) a rovněž u silně nabitých látek v důsledku toho, že koncentraci ve vodné fázi nelze změřit s dostatečnou správností. V těchto případech musí být podniknuty další kroky. Doporučení pro řešení těchto problémů je uvedeno v příslušných částech této metody.
Při zkoušení těkavých látek je třeba dbát na to, aby nedošlo v průběhu studie ke ztrátám.

XVIII.1.7 POPIS METODY

XVIII.1.7.1 Přístroje, pomůcky a reakční činidla
Standardní laboratorní vybavení, zejména:

a) Zkumavky nebo nádoby pro provedení experimentů. Je důležité, aby tyto zkumavky nebo nádoby
— patřily k centrifuze, aby se minimalizovaly nepřesnosti v důsledku manipulace a přenášení,
— byly z inertního materiálu, který minimalizuje adsorpci zkoušené látky na jejich stěnách.

b) Mísicí zařízení: překlápěcí mísič nebo rovnocenné zařízení; mísič musí v průběhu mísení udržovat půdu v suspenzi.

c) Centrifuga: nejlépe vysokootáčková, např. s odstředivým zrychlením > 3 000 g, s nastavením teploty, schopná odstředit z vodného roztoku částice o průměru větším než 0,2 µm. Kyvety by měly být během třepání a centrifugace opatřeny víčky, aby nedošlo ke ztrátám těkavých látek a vody; aby se minimalizovala adsorpce na víčkách, použijí se víčka z neadsorbujících materiálů, např. víčka se závitem potažená teflonem.

d) Volitelné: filtrační zařízení; filtry o velikosti pórů 0,2 µm, sterilní, na jedno použití. Zvláštní pozornost by měla být věnována volbě filtračního materiálu, aby na něm nedošlo k žádným ztrátám zkoušené látky; u špatně rozpustných zkoušených látek se organický filtrační materiál nedoporučuje.

e) Analytické přístroje vhodné pro měření koncentrace zkoušené látky.

f) Laboratorní sušárna umožňující udržovat teplotu od 103 °C do 110 °C.

XVIII.1.7.2 Charakterizace a výběr půd
Půdy by měly být charakterizovány třemi parametry, které jsou považovány za nejdůležitější pro adsorpční kapacitu: obsahem organického uhlíku, obsahem jílu a půdní texturou a hodnotou pH. Jak již bylo uvedeno, (viz oddíl Použití), mohou mít vliv na další adsorpci/desorpci určité látky fyzikálně-chemické charakteristiky půdy a měly by být v takových případech zohledněny.
Metody použité pro charakterizaci půdy jsou velmi důležité a mohou významně ovlivnit výsledky. Doporučuje se tedy, aby bylo podle odpovídající metody ISO (ISO-10390-1) pH měřeno v 0,01M CaCl₂ (jde o roztok použitý při zkoušení adsorpce/desorpce). Doporučuje se rovněž, aby byly ostatní důležité půdní charakteristiky stanoveny standardními metodami (např. ISO „Handbook of Soil Analysis“); to umožní, aby byla analýza sorpčních dat založena na mezinárodně standardizovaných půdních parametrech. Některé existující standardní metody analýzy a charakterizace půdy jsou uvedeny v literatuře (50 – 52). Ke kalibraci metod zkoušení půd se doporučují referenční půdy.
Návod pro výběr půd pro adsorpční/desorpční experimenty je uveden v tabulce 1. Sedm vybraných druhů půd pokrývá půdní druhy vyskytující se v mírném zeměpisném pásmu. V případě disociovatelných zkoušených látek by měly vybrané půdy pokrývat širokých rozsah pH, aby bylo možné hodnotit adsorpci látky v její disociované a nedisociované formě. Návod k volbě počtu různých půd, které mají být použity v jednotlivých stádiích zkoušky, je uveden v bodě 1.9. Provedení zkoušky.
Upřednostňují-li se jiné druhy půd, měly by být charakterizovány stejnými parametry a jejich charakteristiky by se měly pohybovat ve stejném rozpětí jako v tabulce 1, třebaže kritériím neodpovídají přesně.
Tabulka 1: Návod pro výběr půdních vzorků pro adsorpci/desorpci

Druh půdy	Rozsah pH (v 0,01M CaCl₂)	Obsah organického uhlíku (%)	Obsah jílu (%)	Textura půdy¹
1	4,5 - 5,5	1,0 - 2,0	65 - 80	jíl
2	> 7,5	3,5 - 5,0	20 - 40	jílovitohlinitá
3	5,5 - 7,0	1,5 - 3,0	15 - 25	prachovitohlinitá
4	4,0 - 5,5	3,0 - 4,0	15 - 30	hlinitá
5	< 4,0 - 6,0 ²	< 0,5 - 1,5 ^2,3	< 10 - 15 ²	hlinitopísčitá
6	> 7,0	< 0,5 - 1,0 ^2,3	40 - 65	jílovitohlinitá/jíl
7	< 4,5	> 10	< 10	písek/hlinitopísčitá

¹ Podle FAO a severoamerického systému (85).
² Hodnoty jednotlivých parametrů by měly pokud možno ležet v uvedeném rozsahu. Vyskytnou-li se obtíže při hledání vhodného půdního materiálu, jsou přijatelné hodnoty ležící pod uvedeným minimem.
³ U půd s obsahem organického uhlíku nižším než 0,3 % může být porušena korelace mezi obsahem organického uhlíku a adsorpcí. Doporučují se tedy půdy s minimálním obsahem organického uhlíku 0,3 %.

XVIII.1.7.3 Sběr a uchovávání půdních vzorků

XVIII.1.7.3.1 Sběr
Není doporučena žádná specifická technika odběru vzorků; technika odběru závisí na účelu studie (53, 54, 55, 56, 57, 58).
Je třeba zohlednit:
Půdní vzorky by měly být přepravovány v kontejnerech a za teploty, jež zaručí, že nedojde k výrazné změně původních charakteristik půdy.

a) nezbytné jsou informace o historii lokality; zahrnují informace o lokalitě, vegetaci, použití pesticidů nebo hnojiv, o biologických vnosech nebo náhodné kontaminaci. Pokud jde o popis místa odběru, měla by být dodržena doporučení normy ISO o vzorkování půd (ISO 10381-6);

b) místo odběru musí být definováno souřadnicemi UTM (Universal Transversal Mercator-Projection/European Horizontal Datum) nebo zeměpisnými souřadnicemi; to by mohlo umožnit opakovaný odběr dané půdy v budoucnu nebo usnadnit definování půdy podle různých klasifikačních systémů používaných v různých zemích. Kromě toho by měla být vzorkován pouze horizont A do maximální hloubky 20 cm. Zvláště je-li u půdního druhu č. 7 součástí půdy horizont 0_h, měl by být zahrnut do vzorkování.

XVIII.1.7.3.2 Uchovávání
Přednost se dává se použití čerstvě odebraných půd. Pouze není-li to možné, mohou být půdy uchovávány při teplotě okolí, případně vysušené na vzduchu. Pro dobu uchovávání neexistuje žádný doporučený limit, ale půdy uchovávané déle než tři roky by měly být před použitím analyzovány na obsah organického uhlíku, pH a CEC (kationtovou výměnnou kapacitu).

XVIII.1.7.3.3 Zpracování půdních vzorků a jejich příprava ke zkoušce
Půdy se vysuší na vzduchu při teplotě okolí (nejlépe při 20 – 25 °C). Rozrušení půd se provede minimální silou, aby se původní textura půdy změnila co nejméně. Půdy se prosejí na sítu ≤ 2 mm; při prosévání by měla být dodržována doporučení normy ISO (ISO 10381-6). Doporučuje se opatrná homogenizace, neboť zlepšuje reprodukovatelnost výsledků. Vlhkost každé půdy se stanoví na třech dílčích vzorcích zahříváním na 105 °C, dokud se významně mění hmotnost (přibližně 12 h). Ve všech výpočtech je hmotností půdy hmotnost po sušení (sušina), tj. hmotnost půdy korigovaná na obsah vlhkosti.

XVIII.1.7.4 Příprava zkoušené látky pro aplikaci na půdu
Zkoušená látka se rozpustí v 0,01M roztoku CaCl₂ v destilované nebo deionisované vodě; roztok CaCl₂ se použije jako vodná rozpouštědlová fáze ke zlepšení centrifugace a minimalizaci kationtové výměny. Koncentrace zásobního roztoku by měla být nejlépe o tři řády vyšší než mez stanovitelnosti použité analytické metody. Tento práh zabezpečuje přesnost měření s ohledem na metodiku, jež je základem tohoto postupu; kromě toho by měla být koncentrace zásobního roztoku pod rozpustností zkoušené látky ve vodě.
Zásobní roztok se připravuje nejlépe těsně před aplikací na půdní vzorky a uchovává se uzavřený v temnu při 4 °C. Skladovatelnost závisí na stálosti zkoušené látky a na její koncentraci v roztoku.
Pouze u špatně rozpustných látek (S_v < 10^-4 g∙l^-1) může být nezbytné použít solubilizační činidlo, je-li obtížné zkoušenou látku rozpustit. Solubilizační činidlo: a) by mělo být mísitelné s vodou, např. methanol nebo acetonitril, b) jeho koncentrace by neměla překročit 1 % celkového objemu zásobního roztoku a ještě méně by ho mělo být v roztoku přicházejícím do kontaktu s půdou (nejlépe v koncentraci nižší než 0,1 %), a c) nemělo by být surfaktantem nebo by nemělo podléhat solvolytickým reakcím se zkoušenou chemickou látkou. Použití solubilizačního činidla by mělo být uvedeno a odůvodněno v přehledu dat.
Jinou možností u špatně rozpustných látek je jejich přimíchání do systému (spiking): zkoušená látka se rozpustí v organickém rozpouštědle a alikvot se přidá do směsi půdy a 0,01M roztoku CaCl₂ v destilované nebo deionisované vodě. Obsah organického rozpouštědla ve vodné fázi by měl být co nejnižší a obvykle by neměl překročit 0,1 %. Nedostatkem přimíchání v organickém rozpouštědle je nereprodukovatelnost objemu. To může znamenat zanesení další nepřesnosti, neboť koncentrace zkoušené látky a spolurozpouštědla nebývají ve všech zkouškách tytéž.

XVIII.1.8 PŘEDPOKLADY PRO PROVEDENÍ ZKOUŠKY ADSORPCE/DESORPCE

XVIII.1.8.1 Analytická metoda
Klíčovými parametry, které mohou mít vliv na správnost měření sorpce, jsou správnost metody analýzy jak roztoku, tak adsorbované fáze, stálost a čistota zkoušené látky, dosažení sorpční rovnováhy, velikost změny koncentrace v roztoku, poměr půda/roztok a změny v půdní struktuře během ustavování rovnováhy (35, 59 – 62). Některé příklady týkající se problematiky správnosti jsou uvedeny v dodatku 2.
Spolehlivost použité analytické metody musí být ověřována při koncentracích, které se mohou vyskytnout v průběhu zkoušky. Je na experimentátorovi, aby vyvinul vhodnou metodu s náležitou správností, přesností, reprodukovatelností, mezí stanovitelnosti a výtěžkem. Návodem k provedení takové zkoušky je níže uvedený experiment.
Vhodný objem 0,01M CaCl₂, např. 100 cm³, se protřepává 4 h s např. 20 g půdy o vysoké adsorpční schopnosti, tj. s vysokým obsahem organického uhlíku a jílu; tato hmotnost a objem se mohou měnit podle požadavků analýzy, avšak poměr půda/roztok 1:5 je vhodnou výchozí hodnotou. Směs se odstředí a vodnou fázi lze zfiltrovat. K vodné fázi se přidá určitý objem zásobního roztoku zkoušené látky, aby bylo dosaženo nominální hodnoty v koncentračním rozsahu, který se může vyskytnou v průběhu zkoušky. Tento objem by neměl překročit 10 % konečného objemu vodné fáze, aby byl charakter roztoku před ustavením rovnováhy změněn co nejméně. Roztok se analyzuje.
Založí se jeden slepý pokus s půdou a roztokem CaCl₂ (bez zkoušené látky) s cílem odhalit náhodné chyby analytické metody a matricové jevy způsobené půdou.
Mezi analytické metody, které mohou být použity v sorpčních měřeních, patří plynová chromatografie s kapalnou stacionární fází, (GLC), vysokoúčinná kapalinová chromatografie (HPLC), spektrometrie (např. GC/hmotnostní spektrometrie, HPLC/hmotnostní spektrometrie) a kapalinová scintilační spektrometrie (pro látky značené radioizotopy). Bez ohledu na použitou analytickou metodu se za přiměřené považují výtěžky od 90 % do 110 % nominální hodnoty. Má-li být možné provést stanovení a zhodnocení poté, co dojde k rozdělení, musí být meze stanovitelnosti analytické metody alespoň o dva řády nižší než nominální koncentrace.
Charakteristiky a meze stanovitelnosti analytické metody použitelné pro provedení studií adsorpce hrají významnou roli při definování zkušebních podmínek a při celém experimentálním provedení zkoušky. Tato metoda sleduje obecný experimentální postup a obsahuje doporučení a pokyny pro alternativní řešení, jsou-li analytická metoda a laboratorní vybavení omezeny.

XVIII.1.8.2 Výběr optimálních poměrů půda/roztok
Výběr vhodných poměrů půda/roztok pro sorpční studie závisí na distribučním koeficientu K_d a na požadovaném relativním stupni adsorpce. Změna koncentrace látky v roztoku je určující pro statistickou správnost měření v důsledku formy adsorpční rovnice a omezení analytické metodiky při stanovování koncentrace chemické látky v roztoku. V obecné praxi je tedy užitečné určit několik pevných poměrů, pro něž je adsorbovaný podíl vyšší než 20 %, nejlépe > 50 % (62), a dbát na to, aby byla koncentrace zkoušené látky ve vodné fázi dostatečně vysoká pro její správné změření. To je zvláště důležité u vysokých adsorbovaných podílů.
Vyhovující přístup k výběru vhodných poměrů půda/voda je založen na odhadu hodnoty K_d buď předběžnými studiemi, nebo zavedenými metodami odhadu (dodatek 3). Vhodný poměr lze poté vybrat na základě grafického provedení závislosti poměru půda/roztok na K_d pro daný adsorbovaný podíl (obrázek 1). V tomto grafickém vyjádření se předpokládá, že je adsorpční rovnice lineární¹. Použitelný poměr se získá upravením rovnice pro K_d (4) do tvaru rovnice (1):

\frac{V_{0}}{m_{p ů d a}} = \frac{m_{0}}{m_{p}^{a d s} e q} - 1 K_{d}

(1)

nebo do její logaritmické formy při předpokladu

R = m_{p ů d a} / V_{0} a A_{e q} % / 100 = \frac{m_{p}^{a d s} e q}{m_{0}}

l o g R = - l o g K_{d} + l o g \frac{\frac{A_{e q} %}{100}}{1 - \frac{A_{e q} %}{100}}

(2)

Distribuční koeficient K_d(cm³∙g^-1)
Obrázek 1. Vztah mezi poměry půda/roztok a hodnotou K_d při různých adsorbovaných podílech zkoušené látky
Na obrázku 1 jsou uvedeny požadované poměry půda/roztok jako funkce K_d pro různé úrovně adsorpce. Například při poměru půda/roztok 1:5 a při K_d rovno 20 by došlo přibližně k 80% adsorpci. Má-li dojít při téže hodnotě K_d k 50% adsorpci, musí být použit poměr 1:25. Tento přístup k výběru vhodných poměrů půda/roztok umožňuje výzkumníkovi pružně vyhovět experimentálním potřebám.
Obtíže nastávají v oblastech, kdy se chemická látka adsorbuje silně nebo velmi slabě. Je-li adsorpce nízká, doporučuje se poměr půda/roztok 1:1, třebaže u některých vysloveně organických druhů půdy může být k získání suspenze nezbytný nižší poměr. Analytická metodika měření malých změn koncentrace roztoku musí být pečlivá; v opačném případě bude měření nepřesné. Na druhé straně se může při velmi vysokých distribučních koeficientech K_d dospět až k poměru půda/roztok 1:100, má-li v roztoku zůstat významné množství chemické látky. Je však třeba dbát na dobré promíchání a musí být ponechána dostatečná doba k tomu, aby systém dosáhl rovnováhy. Jiným přístupem je v těchto extrémních případech, kdy chybí vhodná metodika, odhadnutí hodnoty K_d metodou založenou například na hodnotách P_ov (dodatek 3). Může být užitečný zvláště u slabě adsorbovaných polárních chemických látek s P_ov < 20 a u lipofilních/silně adsorbovaných chemických látek s P_ov > 10⁴.

XVIII.1.9 PROVEDENÍ ZKOUŠKY

XVIII.1.9.1 Zkušební podmínky
Všechny experimenty se provádějí při teplotě okolí a pokud možno při konstantní teplotě od 20 °C do 25 °C.
Parametry odstřeďování by měly umožnit odstranit z roztoku částice větší než 0,2 µm. Tuto velikost mají nejmenší částice považované za pevné částice a je hranicí mezi pevnými a koloidními částicemi. Návod ke stanovení parametrů odstřeďování je uveden v dodatku 4.
Nezaručuje-li centrifuga, že budou částice větší než 0,2 µm odstraněny, mohla by být použita kombinace odstřeďování a filtrace přes 0,2µm filtry. Tyto filtry musí být z vhodného inertního materiálu, aby na nich nedošlo k žádným ztrátám zkoušené látky. V každém případě by mělo být ověřeno, že při filtraci nedochází k žádným ztrátám zkoušené látky.

XVIII.1.9.2 Stupeň 1 – předběžná studie
Účel provedení předběžné studie byl již uveden v oddíle Použití. Návodem pro založení takové studie je níže navržený experiment.

XVIII.1.9.2.1 Výběr optimálních poměrů půda/roztok
Použijí se dva půdní druhy a tři poměry půda/roztok (šest experimentů). Jeden půdní druh s vysokým obsahem organického uhlíku a nízkým obsahem jílu a druhý půdní druh s nízkým obsahem organického uhlíku a vysokým obsahem jílu. Jsou navrženy následující poměry půda/roztok:
— 50 g půdy a 50 cm³ vodného roztoku zkoušené látky (poměr 1/1),
— 10 g půdy a 50 cm³ vodného roztoku zkoušené látky (poměr 1/5),
— 2 g půdy a 50 cm³ vodného roztoku zkoušené látky (poměr 1/25).
Minimální množství půdy, se kterým lze experiment provést, závisí na laboratorním vybavení a na účinnostních charakteristikách použitých analytických metod. Doporučuje se však použít alespoň 1 g, a nejlépe 2 g, aby zkouška poskytla spolehlivé výsledky.
Jeden kontrolní vzorek obsahující pouze zkoušenou látku v 0,01M CaCl₂ (bez půdy) se podrobí naprosto stejným krokům jako zkušební systémy, s cílem ověřit stálost zkoušené látky v roztoku CaCl₂ a její možnou adsorpci na stěnách zkušební nádoby.
Stejnému zkušebnímu postupu se podrobí slepý vzorek s každou půdou a celkem 50 cm³ 0,01M roztoku CaCl₂ (bez zkoušené látky). Účelem je kontrola pozaďových hodnot během analýzy s cílem detekovat interferující látky nebo rozeznat kontaminované půdy.
Všechny experimenty včetně kontrolních a slepých vzorků se provedou alespoň dvojmo. Celkový počet vzorků, které by měly být pro studii připraveny, lze odvodit z metodiky, podle které bude postupováno.
Metody pro předběžnou studii a hlavní studii jsou zpravidla stejné, výjimky jsou podle potřeby uvedeny.
Vzorky vysušené na vzduchu se den před experimentem uvedou přes noc (12 h) do rovnováhy protřepáváním s 45 cm³ 0,01M CaCl₂. Poté se určitým objemem zásobního roztoku zkoušené látky upraví konečný objem na 50 cm³. Tento objem přidaného zásobního roztoku: a) by neměl být vyšší než 10 % konečného objemu 50 cm³ vodné fáze, aby byl charakter roztoku před ustavením rovnováhy změněn co nejméně; a b) měl by zajistit, že bude počáteční koncentrace zkoušené látky v kontaktu s půdou (C₀) alespoň o dva řády vyšší než mez stanovitelnosti analytické metody; tento práh zabezpečuje možnost provést přesné měření i při vysoké adsorpci (> 90 %) a později stanovit adsorpční izotermy. Doporučuje se rovněž, aby počáteční koncentrace látky (C₀) pokud možno nepřekračovala polovinu hodnoty rozpustnosti látky.
Příklad výpočtu koncentrace zásobního roztoku látky (C_zás) je uveden níže. Předpokládá se mez stanovitelnosti 0,01 µg·cm^-3 a 90% adsorpce; počáteční koncentrace zkoušené látky v kontaktu s půdou by tedy měla být nejlépe 1 µg·cm^-3 (o dva řády vyšší, než je mez stanovitelnosti). Za předpokladu, že bude přidán maximální doporučený objem zásobního roztoku, tj. 5 cm³ do 45 cm³ 0,01M roztoku CaCl₂ pro ustavení rovnováhy, (= 10% přídavek zásobního roztoku v celkovém objemu vodné fáze 50 cm³), by měla být koncentrace zásobního roztoku 10 µg·cm^-3; je o tři řády vyšší než mez stanovitelnosti analytické metody.
Hodnota pH vodné fáze se měří před kontaktem s půdou a po něm, neboť hraje významnou roli v celém adsorpčním procesu, zvláště u disociujících látek.
Směs se protřepává, dokud se neustaví adsorpční rovnováha. Doba nezbytná k dosažení rovnováhy v půdě silně kolísá v závislosti na chemické látce a půdě; zpravidla stačí 24 h (77). V předběžné studii lze vzorky odebírat postupně v průběhu míchání po 48 h (například 4, 8, 24, 48 h). Čas analýzy by měl být volen pružně s ohledem na pracovní plán laboratoře.
Existují dvě možnosti, jak provádět analýzu zkoušené látky ve vodném roztoku: a) paralelní metoda a b) sériová metoda. Je třeba zdůraznit, že ačkoli je paralelní metoda experimentálně náročnější, je její matematické zpracování jednodušší (dodatek 5). Volba metodiky, podle které bude postupováno, se však ponechává na experimentátorovi, který bude muset zvážit dostupné laboratorní vybavení a prostředky.
Procento adsorpce A_ti se pro každý čas (t_i) vypočte z nominální počáteční koncentrace a naměřené koncentrace v odběrovém čase (t_i) po korekci na hodnoty ze slepého pokusu. Sestrojí se křivky závislosti A_ti na čase (obrázek 1 v dodatku 5) za účelem odhadu míry dosažení rovnovážného plató². Rovněž se vypočte hodnota K_d v rovnováze. Na základě této hodnoty se z obrázku 1 vyberou vhodné poměry půda/roztok tak, aby adsorpce dosahovala více než 20 % a nejlépe více než 50 % (61). Všechny příslušné rovnice a zásady pro sestrojování křivek jsou uvedeny v oddíle Data a zprávy a v dodatku 5.

a) Paralelní metoda: pro každý poměr půda/roztok se připraví tolik vzorků, kolik bude časů, v nichž se má provést vyšetření adsorpční kinetiky. Po centrifugaci a podle požadavku po filtraci se z první zkušební nádoby odebere pokud možno celá vodná fáze a měří se např. po 4 h; vodná fáze druhé zkušební nádoby se takto zpracuje a změří po 8 h, vodná fáze třetí zkušební nádoby se takto zpracuje a změří po 24 h atd.

b) Sériová metoda: pro každý poměr půda/roztok se připraví pouze dva vzorky. V definovaných časových intervalech se směs zcentrifuguje a fáze se oddělí. Malý podíl vodné fáze se ihned analyzuje na zkoušenou látku; v experimentu se poté pokračuje s původní směsí. Následuje-li po centrifugaci filtrace, měla by mít laboratoř zařízení pro filtraci malých podílů vodné fáze. Doporučuje se, aby celkový objem odebraného podílu nepřesahoval 1 % celkového objemu roztoku, aby se významně nezměnil poměr půda/roztok a aby se nesnížilo množství rozpuštěné látky dostupné během zkoušky pro adsorpci.

XVIII.1.9.2.2 Stanovení rovnovážného adsorpčního času a množství zkoušené látky adsorbovaného v rovnováze
Jak již bylo uvedeno, umožňuje křivka závislosti A_tinebo $C_{v o d}^{a d s}$ na čase odhadnout dobu nezbytnou pro dosažení adsorpční rovnováhy a adsorbované množství zkušební látky v rovnováze. Příklady těchto křivek jsou na obrázcích 1 a 2 v dodatku 5. Rovnovážný čas je čas nezbytný k tomu, aby bylo v systému dosaženo plató.
Nevyskytuje-li se u určité půdy plató, ale nepřetržitý nárůst, může to být způsobeno komplikujícími faktory, jako jsou biologický rozklad a pomalá difuse. Biologický rozklad lze prokázat opakováním experimentu se sterilizovaným vzorkem půdy. Není-li ani v tomto případě dosaženo plató, měl by experimentátor pátrat po jiném jevu, ke kterému by mohlo při jeho studiích docházet; může tak učinit vhodnou změnou experimentálních podmínek (teploty, doby protřepávání, poměrů půda/roztok). Ponechává se na rozhodnutí experimentátora, zda bude pokračovat ve zkušebním postupu i přes případné nedosažení rovnováhy.

XVIII.1.9.2.3 Adsorpce na stěnách zkušební nádoby a stálost zkoušené látky
Některé informace o adsorpci zkoušené látky na stěnách zkušební nádoby a rovněž o stálosti zkoušené látky lze odvodit z analýzy kontrolních vzorků. Pozoruje-li se úbytek větší, než by odpovídalo obvyklé chybě analytické metody, může docházet k abiotickému rozkladu a/nebo adsorpci na stěnách zkušební nádoby. Tyto dva jevy lze rozlišit důkladným omytím stěn nádoby známým objemem vhodného rozpouštědla a analýzou výplachu na zkoušenou látku. Není-li zjištěna adsorpce na stěnách zkušební nádoby, je úbytek důkazem abiotické nestálosti zkoušené látky. Je-li zjištěna adsorpce, je nezbytné změnit materiál zkušebních nádob. Data o adsorpci na stěnách zkušebních nádob získaná v tomto experimentu však nelze přímo extrapolovat na experiment půda/roztok. Přítomnost půdy bude mít na tuto adsorpci vliv.
Další informace o stálosti zkoušené látky lze odvodit z množstevní bilance výchozí látky provedené po určitém čase. To znamená, že se na zkušenou látku analyzují vodná fáze, extrakty půdy a stěny zkušební nádoby. Rozdíl mezi množstvím přidané zkoušené látky a součtem množství zkoušené látky ve vodné fázi, v extraktech půdy a na stěnách zkušební nádoby je roven množství, které se rozložilo, vytěkalo a/nebo se neextrahovalo. Má-li být provedena množstevní bilance, mělo by být v době experimentu dosaženo adsorpční rovnováhy.
Množstevní bilance se provede u obou druhů půd a pro jeden poměr půda/roztok u každé půdy, u něhož je úbytek v rovnováze větší než 20 % a nejlépe větší něž 50 %. Je-li experiment pro nalezení poměru dokončen analýzou posledního vzorku po 48 hodinách, fáze se oddělí centrifugací a podle požadavků filtrací. Odebere se pokud možno veškerá vodná fáze a k půdě se přidá vhodné extrakční rozpouštědlo (extrakční koeficient alespoň 95 %) za účelem extrakce zkoušené látky. Doporučují se alespoň dvě extrakce za sebou. Stanoví se množství zkoušené látky v půdě a v extraktech ze zkušební nádoby a provede se množstevní bilance (rovnice 10, Data a zprávy). Je-li nižší než 90 %, považuje se zkoušená látka za nestálou v poměru k délce zkoušky. Studie však může pokračovat, přičemž se zohlední nestálost zkoušené látky; v takovém případě se doporučuje, aby byly v hlavní studii analyzovány obě fáze.

XVIII.1.9.3 Stupeň 2 – adsorpční kinetika při jedné koncentraci zkoušené látky
Použije se pět druhů půd vybraných z tabulky 1. Je výhodné zahrnout mezi těchto pět půd některé nebo všechny půdy z předběžné studie. V tomto případě nemusí být stupeň 2 opakován pro půdy použité v předběžné studii.
Rovnovážný čas, poměr půda/roztok, hmotnost půdního vzorku, objem vodné fáze v kontaktu s půdou a koncentrace zkoušené látky v roztoku se volí na základě výsledků předběžné studie. Analýzy se provádějí nejlépe po 2, 4, 6, 8 (podle možnosti také po 10) a 24 h kontaktu s půdou; protřepávání může být prodlouženo až na maximálně 48 h u chemických látek, u nichž je pro dosažení rovnováhy podle výsledků předběžných studií nezbytný delší čas. Časy, kdy má být provedena analýza, lze volit pružně.
Každý experiment (s jednou půdou a s jedním roztokem) se provede alespoň dvojmo, aby bylo možné odhadnout rozptyl výsledků. S každým experimentem se provede slepý pokus. Provede se s půdou a s 0,01M roztokem CaCl₂ bez zkoušené látky a se stejnou hmotností a objemem jako v experimentu. Stejnému zkušebnímu postupu se podrobí kontrolní vzorek zkoušené látky v 0,01M roztoku CaCl₂ (bez půdy), který slouží jako pojistka proti nečekaným výsledkům.
Procento absorpce se vypočte pro každý čas (A_ti) a pro každý interval (A_∆ti) (podle potřeby) a vynese se proti času. Rovněž se vypočtou distribuční koeficient K_d v rovnováze a adsorpční koeficient normalizovaný na obsah organického uhlíku K_ou (pro nepolární organické chemické látky).
Výsledky zkoušky adsorpční kinetiky
Pro popis sorpčního chování v půdě je zpravidla dostatečně přesný lineární model K_d(35, 78), který je výrazem vlastní mobility chemických látek v půdě. Například chemické látky s K_d ≤ 1 cm³g^-1 jsou v zásadě považovány za zcela mobilní. Podobně byla MacCallem et al (16) vyvinuto klasifikační schéma mobility založené na hodnotách K_ou. Kromě toho existuje klasifikační schéma vymývatelnosti založené na vztahu mezi K_ou a DT-50¹ (1, 32,79).
Podle studií statistických chyb (61) nelze z poklesu koncentrace ve vodné fázi přesně odhadnout hodnoty K_d nižší než 0,3 cm³ g^-1, a to ani při nejpříznivějším (z hlediska správnosti) poměru půda/roztok, tj. při poměru 1:1. V takovém případě se doporučuje analýza obou fází – půdy i roztoku.
S ohledem na výše uvedené poznámky se doporučuje pokračovat ve studii adsorpčního chování chemické látky v půdě a její případné mobility stanovením Freundlichových adsorpčních isotherm pro ty systémy, u nichž je přesné stanovení K_dmožné postupem, popsaným v této zkušební metodě. Přesné stanovení je možné, je-li součin hodnoty K_d a poměru půda/roztok > 0,3 při měření založeném na poklesu koncentrace ve vodné fázi (nepřímá metoda), nebo je-li >0,1 při analýze obou fází (přímá metoda) (61).

XVIII.1.9.4 Stupeň 3 – adsorpční isothermy a desorpční kinetika/desorpční isothermy

XVIII.1.9.4.1 Adsorpční isothermy
Použije se pět koncentrací zkoušené látky, nejlépe v rozsahu dvou řádů; při volbě koncentrací se zohlední rozpustnost ve vodě a výsledná rovnovážná koncentrace ve vodné fázi. V průběhu zkoušky se u každé půdy použije tentýž poměr půda/roztok. Adsorpční zkouška se provede výše uvedenou metodou pouze s tím rozdílem, že se vodná fáze analyzuje pouze jednou po uplynutí doby, která je nezbytná pro dosažení rovnováhy a která byla stanovena dříve ve stupni 2. Stanoví se rovnovážné koncentrace v roztoku a adsorbované množství se vypočte z úbytku zkoušené látky v roztoku nebo přímou metodou. Adsorbované množství na jednotku množství půdy se vynese jako funkce rovnovážné koncentrace zkoušené látky (viz oddíl Data a zprávy).
Výsledky z experimentu pro stanovení adsorpčních isotherm
Z dosud navržených matematických modelů adsorpčních isotherm se k popisu adsorpčních procesů používá Freundlichova isotherma nejčastěji. Podrobnější informace o interpretaci a významu adsorpčních modelů jsou uvedeny v literatuře (41, 45, 80, 81, 82).
Poznámka: Je třeba poznamenat, že hodnoty K_F (Freundlichových adsorpčních koeficientů) pro různé látky lze porovnávat pouze tehdy, jsou-li hodnoty K_F vyjádřeny ve stejných jednotkách (83).

XVIII.1.9.4.2 Desorpční kinetika
Účelem tohoto experimentu je vyšetřit, zda je chemická látka adsorbována na půdě vratně nebo nevratně. Tato informace je důležitá, neboť desorpční proces hraje také důležitou roli v chování chemické látky v půdě. Desorpční data jsou kromě toho užitečným vstupem pro počítačové modelování vyluhování a pro simulaci vyplavování rozpuštěných látek. Je-li studie desorpce požadována, doporučuje se, aby byla níže popsaná studie provedena na každém systému, na kterém bylo v předchozím experimentu pro studii adsorpční kinetiky možné provést přesné stanovení K_d.
Podobně jako u studie adsorpční kinetiky existují dvě možnosti, jak postupovat při experimentu pro studium desorpční kinetiky: a) paralelní metoda a b) sériová metoda. Volba metodiky, podle které bude postupováno, se ponechává na experimentátorovi, který bude muset zvážit dostupné laboratorní vybavení a prostředky.
Procento desorpce se vypočte pro každý čas (D_ti) a pro každý interval (D_∆ti) (podle potřeb studie) a vynese se proti času. Rovněž se vypočte hodnota desorpčního koeficientu K_des v rovnováze. Všechny příslušné rovnice jsou uvedeny v oddíle Data a zprávy a v dodatku 5.
Výsledky z experimentu pro studium desorpční kinetiky
Společný graf křivek závislostí procenta desorpce D_ti a adsorpce A_ti na čase umožní posoudit vratnost adsorpčního procesu. Je-li desorpční rovnováhy dosaženo do dvojnásobku času potřebného pro adsorpční rovnováhu a je-li celková desorpce vyšší než 75 % adsorbovaného množství, považuje se adsorpce za vratnou.

a) Paralelní metoda: pro každou půdu zvolenou pro pokročení do studie desorpce se připraví tolik vzorků se stejným poměrem půda/roztok, kolik bude časů, v nichž se má studovat desorpční kinetika. Zvolí se nejlépe stejné časové intervaly, jako u experimentu pro studium adsorpční kinetiky; celkový čas se však prodlouží podle potřeby, aby v systému bylo dosaženo rovnováhy. S každým experimentem (s jednou půdou a s jedním roztokem) se provede slepý pokus. Provede se s půdou a s 0,01M roztokem CaCl₂ bez zkoušené látky se stejnou hmotností a objemem jako v experimentu. Stejnému zkušebnímu postupu se podrobí kontrolní vzorek zkoušené látky v 0,01M roztoku CaCl₂ (bez půdy). Všechny směsi půdy s roztokem se protřepávají do ustavení adsorpční rovnováhy (která se zjišťuje postupem uvedeným dříve ve stupni 2). Poté se fáze oddělí centrifugací a vodná fáze se pokud možno kvantitativně odebere. Objem odebraného roztoku se nahradí stejným objemem 0,01M CaCl₂ bez zkoušené látky a nová směs se opět protřepává. Kupříkladu po 2 h se pokud možno kvantitativně odebere a změří vodná fáze první zkušební nádoby, totéž se provede s vodnou fází druhé zkušební nádoby po 4 h, s vodnou fází třetí zkušební nádoby po 6 h atd., až do dosažení desorpční rovnováhy.

b) Sériová metoda: po experimentu pro stanovení adsorpční kinetiky se směs zcentrifuguje a vodná fáze se pokud možno kvantitativně odebere. Objem odebraného roztoku se nahradí stejným objemem 0,01M CaCl₂ bez zkoušené látky. Nová směs se protřepává až do ustavení desorpční rovnováhy. Během této doby se ve stanovených časových intervalech směs centrifuguje za účelem oddělení fází. Malý podíl vodné fáze se ihned analyzuje na zkoušenou látku; v experimentu se poté pokračuje s původní směsí. Objem každého jednotlivého podílu by měl být menší než 1 % celkového objemu. Ke směsi se přidá stejný objem čerstvého 0,01M roztoku CaCl₂, aby se zachoval poměr půda/roztok, a v protřepávání se pokračuje po další časový interval.

XVIII.1.9.4.3 Desorpční isothermy
Freundlichovy desorpční isothermy se vyšetřují na půdách použitých ke stanovení adsorpčních isotherm. Zkouška desorpce se provede způsobem popsaným v oddíle Desorpční kinetika, pouze s tím rozdílem, že se vodná fáze analyzuje pouze jednou, a to v desorpční rovnováze. Vypočte se desorbované množství zkoušené látky. Množství zkoušené látky, které zůstalo adsorbované na půdě po dosažení desorpční rovnováhy se vynese jako funkce rovnovážné koncentrace zkoušené látky v roztoku (viz oddíl Data a zprávy a dodatek 5).

XVIII.2 DATA A ZPRÁVY
Data z analýzy se předloží ve formě tabulky (viz dodatek 6). Uvedou se jednotlivá měření a vypočtené průměrné hodnoty. Předloží se grafy adsorpčních isotherm. Výpočty se provedou níže uvedeným způsobem.
Pro účely zkoušky se předpokládá, že hmotnost 1 cm³ vodného roztoku je 1 g. Poměr půda/roztok může být vyjádřen stejným číslem pro rozměr hmot./hmot. i pro rozměr hmot./obj.

XVIII.2.1 ADSORPCE
Adsorpce (A_ti) je definována jako procentuální podíl látky z celkového množství látky na začátku zkoušky, který se za zkušebních podmínek naadsorboval na půdě. Je-li zkoušená látka stálá a neadsorbuje se významně na stěnách nádoby, vypočte se A_ti pro každý čas z rovnice:

A_{t i} = \frac{m_{p}^{a d s} t_{i} \cdot 100}{m_{0}} %

(3)

kde:
A_ti = procento adsorpce v čase t_i (%);

m_{m}^{a d s} t_{i}

= množství zkoušené látky adsorbované na půdě v čase t_i(µg);
m₀ = množství zkoušené látky ve zkumavce na začátku zkoušky (µg);
Podrobné informace o způsobu výpočtu procenta adsorpce A_ti pro paralelní a sériovou metodu jsou uvedeny v dodatku 5.
Distribuční koeficient K_d je poměr mezi množstvím látky v půdě a hmotnostní koncentrací látky ve vodném roztoku za zkušebních podmínek a při dosažení adsorpční rovnováhy.

K_{d} = \frac{C_{p}^{a d s} e q}{C_{v o d}^{a d s} e q} = \frac{m_{p}^{a d s} e q .}{m_{v o d}^{a d s} e q} \frac{V_{0}}{m_{p ů d a}} {c m}^{3} \cdot g^{- 1}

(4)

kde:

C_{p}^{a d s} e q

= množství látky adsorbované na půdě v adsorpční rovnováze (µg·g^-1)

C_{v o d}^{a d s} e q

= hmotnostní koncentrace látky ve vodné fázi v adsorpční rovnováze (µg·cm^-3). Tato koncentrace se stanoví analyticky a zohlední se hodnoty ze slepých pokusů

m_{p}^{a d s} e q

= množství zkoušené látky adsorbované na půdě v adsorpční rovnováze (µg)

m_{v}^{a d s} e q

= množství zkoušené látky v roztoku v adsorpční rovnováze (µg)
m_půda = množství půdní fáze vyjádřené v suché hmotnosti půdy(g)
v₀ = počáteční objem vodné fáze v kontaktu s půdou (cm³).
Vztah mezi A_eq a K_d je dán rovnicí:

K_{d} = \frac{A_{e q}}{100 - A_{e q}} \frac{V_{0}}{m_{p ů d a}} {c m}^{3} \cdot g^{- 1}

(5)

kde:
A_eq = procento adsorpce v adsorpční rovnováze, %.
Vztah adsorpčního koeficientu normalizovaného na obsah organického uhlíku K_ou, distribučního koeficientu K_d a obsahu organického uhlíku v půdním vzorku je následující:

K_{o u} = K_{d} \cdot \frac{100}{% o u} {c m}^{3} \cdot g^{- 1}

(6)

kde:
% ou = procentuální obsah organického uhlíku v půdním vzorku (g·g^-1).
Koeficient K_ou je jedinou veličinou, která charakterizuje rozdělení hlavně anorganických nepolárních látek mezi organickým uhlíkem v půdě nebo sedimentu a vodou. Adsorpce těchto chemických látek koreluje s obsahem pevného sorbujícího organického materiálu (7); hodnoty K_ou závisí na specifických charakteristikách humózních frakcí, jejichž sorpční kapacit se významně liší z důvodu původu, vzniku atd.

XVIII.2.1.1 Adsorpční isothermy
Rovnice Freundlichových adsorpčních isotherm vyjadřují vztah mezi adsorbovaným množstvím zkoušené látky a koncentrací zkoušené látky v roztoku v rovnováze (rovnice 8).
Data se zpracovávají jako v oddíle o adsorpci a pro každou zkušební nádobu se vypočte množství zkoušené látky adsorbované na půdě po adsorpční zkoušce $C_{p}^{a d s} e q,$ jinde označeno jako x/m). Předpokládá se, že rovnováhy bylo dosaženo a že $C_{p}^{d e s} e q$ představuje rovnovážnou hodnotu:

C_{p}^{a d s} e q = \frac{m_{p}^{a d s} e q}{m_{p ů d a}} = \frac{C_{0} - C_{v o d}^{a d s} e q \cdot V_{0}}{m_{p ů d a}} μ g \cdot g^{- 1}

(7)

Freundlichova adsorpční rovnice má tento tvar (8):

C_{p}^{a d s} e q = K_{F}^{a d s} \cdot C_{v o d}^{a d s} {e g}^{\frac{1}{n}} μ g \cdot g^{- 1}

(8)

nebo v lineární formě:

l o g C_{p}^{a d s} e q = l o g K_{F}^{a d s} + 1 / n \cdot l o g C_{v o d}^{a d s} e q

(9)

kde:

K_{F}^{a d s}

= Freundlichův adsorpční koeficient; má rozměr cm³·g^-1 pouze tehdy, je-li 1/n = 1; v ostatních případech se směrnice 1/n projeví v rozměru

K_{F}^{a d s} μ^{1 - 1 / n} {c m}^{3}^{1 / n} \cdot g^{- 1}

n = regresní konstanta; 1/n se zpravidla pohybuje od 0,7 do 1,0, což znamená, že jsou sorpční data často nelineární.
Rovnice (8) a (9) se vyjádří graficky a hodnoty

K_{F}^{a d s}

a 1/n se zjistí regresní analýzou s ohledem na rovnici 9. Vypočte se rovněž korelační koeficient r² proložení logaritmické rovnice. Příklad takové křivky je uveden na obrázku 2.
Obrázek 2 Freundlichovy adsorpční křivky, normální a linearizovaná forma

XVIII.2.1.2 Hmotnostní bilance
Hmotnostní bilance (MB) je definována jako procentuální podíl látky z nominálního množství látky na začátku zkoušky, který lze znovu analyticky vyzískat po adsorpční zkoušce.
Zpracování dat se bude lišit podle toho, zda je rozpouštědlo neomezeně mísitelné s vodou. V případě rozpouštědel mísitelných s vodou mohou být data zpracována pro stanovení množství látky znovu získané extrakcí rozpouštědlem stejným způsobem, jako v oddíle o desorpci. Je-li rozpouštědlo mísitelné s vodou omezeně, musí být provedeno stanovení množství znovu získané látky.
Hmotnostní bilance pro adsorpci se vypočte níže uvedeným způsobem; jako m_E se označí součet množství zkušební látky extrahovaných organickým rozpouštědlem z půdy a ze stěn zkušební nádoby:

M B = \frac{V_{r e c} . C_{v o d}^{a d s} e q + m_{E} \cdot 100}{V_{0} \cdot C_{0}} %

(10)

kde:
M_B = hmotnostní bilance (%)
m_E = celkové množství zkoušené látky extrahované z půdy a ze stěn zkušební nádoby ve dvou krocích (µg)
C₀ = počáteční hmotnostní koncentrace zkušebního roztoku v kontaktu s půdou (µg·cm^-3)
V_rec = objem supernatantu vyzískaný po dosažení adsorpční rovnováhy (cm^-3)

XVIII.2.2 DESORPCE
Desorpce (D) je definována jako podíl zkušební látky z dříve adsorbovaného množství, který se za zkušebních podmínek desorboval:

D_{t i} = \frac{m_{v}^{d e s} t_{i}}{m_{p}^{a d s} e q} \cdot 100 %

(11)

kde:
D_ti = procento desorpce v čase t_i (%)

m_{v o d}^{d e s} t_{i}

⁼ množství zkoušené látky desorbované z půdy v čase t_i (µg)

m_{p ů d a}^{d e s} e q

⁼ množství zkoušené látky adsorbované na půdě v adsorpční rovnováze (µg)
Podrobné informace o způsobu výpočtu procenta desorpce D_ti pro paralelní a sériovou metodu jsou uvedeny v dodatku 5.
Zdánlivý desorpční koeficient (K_des) je za zkušebních podmínek poměr mezi množstvím zkoušené látky, která zůstala v půdě a hmotnostní koncentrací desorbované látky ve vodném roztoku po dosažení desorpční rovnováhy:

K_{d e s} = \frac{m_{p}^{a d s} e q - m_{v o d}^{d e s} e q}{m_{v o d}^{d e s} e q} \frac{V_{t}}{m_{p ů d a}} {c m}^{3} \cdot g^{- 1}

(12)

kde:
K_des ⁼ desorpční koeficient (cm³·g^-1)

m_{v o d}^{d e s} e q

⁼ celkové množství zkoušené látky desorbované z půdy v desorpční rovnováze (µg)
V_T = celkový objem vodné fáze v kontaktu s půdou během zkoušky desorpční kinetiky (cm³)
Návod pro výpočet hodnoty

m_{v o d}^{d e s} e q

je uveden v dodatku 5 v oddíle o desorpci.
Poznámka:
Provede-li se předcházející adsorpční zkouška paralelní metodou, je objem V_T v rovnici 12 roven V₀.

XVIII.2.2.1 Desorpční isothermy
Rovnice Freundlichových desorpčních isotherm vyjadřují vztah mezi množstvím zkoušené látky, které zůstalo adsorbované na půdě a koncentrací zkoušené látky v roztoku v desorpční rovnováze (rovnice 16).
Pro každou zkušební nádobu se množství zkoušené látky, které zůstalo v desorpční rovnováze adsorbované na půdě, vypočte takto:

C_{p}^{d e s} e q = \frac{m_{p}^{a d s} e q - m_{v o d}^{d e s} e q}{m_{p ů d a}} μ g \cdot g^{- 1}

(13)

množství

m_{v o d}^{d e s}

je definováno takto:

m_{v o d}^{d e s} e q = m_{m}^{d e s} e q \cdot \frac{V_{0}}{V_{r}^{F}} - m_{v o d}^{A} μ g

(14)

kde:

C_{p}^{d e s} e q

⁼ množství zkoušené látky, které zůstalo adsorbované na půdě v desorpční rovnováze (µg·g^-1)

m_{m}^{d e s} e q

⁼ analyticky stanovené množství látky ve vodné fázi v desorpční rovnováze (µg)

m_{v o d}^{A}

= množství látky, které zbylo (aniž se adsorbovalo) po ustavení adsorpční rovnováhy, a to v důsledku nekvantitativní výměny objemu vodné fáze, (µg)

m_{v o d}^{d e s} e q

⁼ množství látky v roztoku v adsorpční rovnováze (µg)

m_{v o d}^{A} = m_{v o d}^{a d s} e q \cdot \frac{V_{0} - V_{R}}{V_{0}}

(15)

V_{r}^{F}

= objem roztoku odebraného ze zkušební nádoby ke stanovení zkoušené látky v desorpční rovnováze (cm³)
V_R = objem supernatantu odebraného ze zkušební nádoby po dosažení adsorpční rovnováhy a nahrazeného stejným objemem 0,01M roztoku CaCl₂ (cm³)
Freundlichova desorpční rovnice vypadá takto (16):

C_{p}^{d e s} e q = K_{F}^{d e s} \cdot C_{v o d}^{d e s} {e q}^{1 / n} μ g \cdot g^{- 1}

(16)

a v lineární formě:

l o g C_{p}^{d e s} e q = l o g K_{F}^{d e s} + 1 / n \cdot l o g C_{v o d}^{d e s} e q

(17)

kde:

K_{F}^{d e s}

= Freundlichův desorpční koeficient
n = regresní konstanta

C_{v o d}^{d e s} e q

= hmotnostní koncentrace látky ve vodné fázi v desorpční rovnováze (µg·cm^-3).
Rovnice 16 a 17 se vyjádří graficky a hodnoty

K_{F}^{d e s}

a 1/n se zjistí regresní analýzou s ohledem na rovnici 17.
Poznámka:
Je-li Freundlichův adsorpční nebo desorpční exponent 1/n roven 1, bude Freundlichova adsorpční nebo desorpční konstanta (

K_{F}^{a d s}

K_{F}^{d e s}

) rovna adsorpční resp. desorpční rovnovážné konstantě (K_d resp. K_des) a křivky závislosti Cs na Caq budou lineární. Nejsou-li exponenty rovny 1, křivky závislosti C_p na C_vod budou nelineární a adsorpční a desorpční konstanty se budou podél isotherem lišit.

XVIII.2.2.2 Zpráva o zkoušce
Protokol o zkoušce by měl obsahovat následující informace:
— úplná identifikace použitých půdních vzorků včetně:
— zeměpisné informace o lokalitě (zeměpisná šířka, zeměpisná délka),
— datum odběru vzorku,
— využití půdy (např. zemědělská půda, lesní půda atd.),
— hloubka odběru vzorků,
— obsah písku/prachových částic/jílu,
— pH (v 0,01M CaCl₂)
— obsah organického uhlíku,
— obsah organického materiálu,
— obsah dusíku,
— poměr C/N,
— kationtová výměnná kapacita (mmol/kg),
— všechny informace týkající se sběru a uchovávání vzorků,
— podle potřeby všechny informace pro interpretaci adsorpce/desorpce zkoušené látky,
— odkaz na metody reference použité pro stanovení jednotlivých parametrů,
— podle potřeby informace o zkoušené látce,
— teplota při experimentu,
— parametry centrifugace,
— analytický postup použitý při analýze zkoušené látky,
— odůvodnění jakéhokoli použití solubilizačního činidla při přípravě zásobního roztoku zkoušené látky,
— vysvětlení korekcí provedených ve výpočtech, je-li to důležité,
— data podle formuláře (dodatek 6) a grafická znázornění,
— všechny informace a pozorování užitečné pro interpretaci výsledků zkoušky.

2. Tyto korelace jsou založeny na dvou předpokladech: 1) adsorpci látky nejvíce ovlivňuje organický materiál v půdě a 2) mechanismus interakce je převážně nepolární. V důsledku toho tyto korelace 1) nejsou použitelné na polární látky (nebo jsou použitelné jen do určité míry) a 2) nejsou použitelné v případech, kdy je obsah organického materiálu v půdě velmi malý .(12). Kromě toho, ačkoli byla zjištěna uspokojivá korelace mezi P_ov a adsorpcí (19), nelze totéž říci o korelaci mezi rozpustností ve vodě a mírou adsorpce (19, 21); v tomto ohledu jsou tyto studie protichůdné.

2. Rovnici (1) lze dále zjednodušit, jestliže se položí viskozita (η) a hustota (ρ_vod) roztoku rovny viskozitě a hustotě vody při 25 °C; tedy η = 8,95 × 10^-3g·s^-1·cm^-1 a ρ_vod = 1,0 g·cm^-3.
Centrifugační doba je poté dána rovnicí (2):

t = \frac{3,7}{{r p m}^{2} \cdot r_{p}^{2} ρ_{p} - 1} l n \frac{R_{b}}{R_{t}}

(2)

XVIII.3 LITERATURA

(1) Kukowski H. and Brümmer G., (1987). Investigations on the Adsorption and Desorption of Selected Chemicals in Soils. UBA Report 106 02 045, Part II.

(2) Fränzle O., Kuhnt G., Vetter L., (1987). Selection of Representative Soils in the EC-Territory. UBA Report 106 02 045, Part I.

(3) Kuhnt G., Muntau H. (Eds.) EURO-Soils: Identification, Collection, Treatment, Characterisation. Special Publication No 1.94.60, Joint Research Centre. European Commission, ISPRA, December 1994.

(4) OECD Test Guidelines Programme, Final Report of the OECD Workshop on Selection of Soils/Sediments, Belgirate, Italy, 18-20 January 1995 (June 1995).

(5) US Environment Protection Agency: Pesticide Assessment Guidelines, Subdivision N, Chemistry: Environmental Fate, Series 163-1, Leaching and Adsorption/Desorption Studies, Addendum 6 on Data Reporting, 540/09-88-096, Date: 1/1988.

(6) US Environment Protection Agency: Prevention, Pesticides and Toxic Substances, OPPTS Harmonized Test Guidelines, Series 835-Fate, Transport and Transformation Test Guidelines, 0PPTS No: 835.1220 Sediment and Soil Adsorption/Desorption Isotherm. EPA No: 712-C-96-048, April 1996.

(7) ASTM Standards, E 1195-85, Standard Test Method for Determining a Sorption Constant (K_ou) for an Organic Chemical in Soil and Sediments.

(8) Agriculture Canada: Environmental Chemistry and Fate. Guidelines for registration of pesticides in Canada, 15 July 1987.

(9) Netherlands Commission Registration Pesticides (1995): Application for registration of a pesticide. Section G. Behaviour of the product and its metabolites in soil, water and air.

(10) Danish National Agency of Environmental Protection (October 1988): Criteria for registration of pesticides as especially dangerous to health or especially harmful to the environment.

(11) BBA (1990), Guidelines for the Official Testing of Plant Protection Products, Biological Research Centre for Agriculture and Forestry, Braunschweig, Germany.

(12) Calvet R., (1989), „Evaluation of adsorption coefficients and the prediction of the mobilities of pesticides in soils“, in Methodological Aspects of the Study of Pesticide Behaviour in Soil (ed. P. Jamet), INRA, Paris, (Review).

(13) Calvet R., (1980), „Adsorption-Desorption Phenomena“ in Interactions between herbicides and the soil. (R. J. Hance ed.), Academic Press, London, str. 83 – 122.

(14) Hasset J. J., Banwart W.L., (1989), „The sorption of nonpolar organics by soils and sediments“ in Reactions and Movement of Organic Chemicals in Soils. Soil Science Society of America (S.S.S.A), Special Publication no. 22, str. 31 – 44.

(15) van Genuchten M. Th., Davidson J. M., Wierenga P. J., (1974), „An evaluation of kinetic and equilibrium equations for the prediction of pesticide movement through porous media“. Soil Sci. Soc. Am. Proc., Vol. 38(1), str. 29 – 35.

(16) McCall P. J., Laskowski D. A., Swann R. L., Dishburger H. J., (1981), „Measurement of sorption coefficients of organic chemicals and their use, in environmental fate analysis“, in Test Protocols for Environmental Fate and Movement of Toxicants. Proceedings of AOAC Symposium, AOAC, Washington DC.

(17) Lambert S. M., Porter P. E., Schieferrstein R. H., (1965), „Movement and sorption of chemicals applied to the soil“. Weeds, 13, str. 185 – 190.

(18) Rhodes R. C, Belasco I. J., Pease H. L., (1970) „Determination of mobility and adsorption of agrochemicals in soils“. J. Agric. Food Chem., 18, str. 524 – 528.

(19) Russell M. H., (1995), „Recommended approaches to assess pesticide mobility in soil“ in Environmental Behavior of Agrochemicals (ed. T. R. Roberts, P. C. Kearney). John Wiley & Sons Ltd. (20) Esser H. O., Hemingway R. J., Klein W., Sharp D. B., Vonk J. W., Holland P. T., (1988), „Recommended approach to the evaluation of the environmental behavior of pesticides“, IUPAC Reports on Pesticides (24). Pure Appl. Chem., 60, str. 901 – 932.

(21) Guth J. A., Burkhard N., D. O. Eberle, (1976), „Experimental models for studying the persistence of pesticides in soils“. Proc. BCPC Symposium: Persistence of Insecticides and Herbicides, str. 137 – 157, BCPC, Surrey, UK.

(22) Furminge C. G. L., Osgerby J. M., (1967), „Persistence of herbicides in soil“. J. Sci. Fd. Agric., 18, str. 269 – 273.

(23) Burkhard N., Guth J. A., (1981), „Chemical hydrolysis of 2-Chloro-4,6-bis(alkylamino)-1,3,5-triazine herbicides and their breakdown in soil under the influence of adsorption“. Pestic. Sci. 12, str. 45 – 52.

(24) Guth J. A., Gerber H. R., Schlaepfer T., (1977), „Effect of adsorption, movement and persistence on the biological availability of soil-applied pesticides“. Proc. Br. Crop Prot. Conf., 3, str. 961 — 971.

(25) Osgerby J. M., (1973), „Process affecting herbicide action in soil“. Pestic. Sci., 4, str. 247 – 258.

(26) Guth J. A., (1972), „Adsorptions- und Einwascheverhalten von Pflanzenschutzmitteln in Böden“. Schr. Reihe Ver. Wass. -Boden-Lufthyg. Berlin-Dahlem, Heft 37, str. 143 – 154.

(27) Hamaker J. W., (1975), „The interpretation of soil leaching experiments“, in Environmental Dynamics of Pesticides (eds R. Haque, V. H. Freed), str. 135 – 172, Plenum Press, NY.

(28) Helling C. S., (1971), „Pesticide mobility in soils“. Soil Sci. Soc. Amer. Proc., 35, str. 732 – 210.

(29) Hamaker J. W., (1972), „Diffusion and volatilization“ in Organic chemicals in the soil environment (C.A.I. Goring and J. W. Hamaker eds), Vol. I, str. 49 – 143.

(30) Burkhard N., Guth J. A., (1981), „Rate of volatilisation of pesticides from soil surfaces; Comparison of calculated results with those determined in a laboratory model system“. Pestic. Sci. 12, str. 37 – 44.

(31) Cohen S. Z., Creeger S. M., Carsel R.F., Enfield C.G., (1984), „Potential pesticide contamination of groundwater from agricultural uses“, in Treatment and Disposal of Pesticide Wastes, str. 297 – 325, Acs Symp. Ser. 259, American Chemical Society, Washington, DC.

(32) Gustafson D. I., (1989), „Groundwater ubiquity score: a simple method for assessing pesticide leachability“. J. Environ. Toxic. Chem., 8(4), str. 339 – 357.

(33) Leistra M., Dekkers W. A., (1976). „Computed effects of adsorption kinetics on pesticide movement in soils“. J. Soil Sci., 28, str. 340 – 350.

(34) Bromilov R. H., Leistra M., (1980), „Measured and simulated behavior of aldicarb and its oxydation products in fallow soils“. Pest. Sci., 11, str. 389 – 395.

(35) Green R. E., Karickoff S. W., (1990), „Sorption estimates for modeling“, in Pesticides in the Soil Environment: Process, Impacts and Modeling (ed. H.H. Cheng). Soil Sci. Soc. Am., Book Series no. 2, str. 80 – 101,

(36) Lambert S. M., (1967), „Functional relationship between sorption in soil and chemical structure“. J. Agri. Food Chem., 15, str. 572 – 576.

(37) Hance R. J., (1969), „An empirical relationship between chemical structure and the sorption of some herbicides by soils“. J. Agri. Food Chem., 17, str. 667 – 668.

(38) Briggs G. G. (1969), „Molecular structure of herbicides and their sorption by soils“. Nature, 223, 1288. (39) Briggs G. G. (1981). „Theoretical and experimental relationships between soil adsorption, octanol-water partition coefficients, water solubilities, bioconcentration factors, and the parachor“. J. Agric. Food Chem., 29, str. 1050 – 1059.

(40) Sabljic A., (1984), „Predictions of the nature and strength of soil sorption of organic polutance by molecular topology“. J. Agric. Food Chem., 32, str. 243 – 246.

(41) Bailey G. W., White J. L., (1970), „Factors influencing the adsorption, desorption, and movement of pesticides in soil“. Residue Rev., 32, str. 29 – 92.

(42) Bailey G. W., J. L. White, Y. Rothberg., (1968), „Adsorption of organic herbicides by montomorillonite: Role of pH and chemical character of adsorbate“. Soil Sci. Soc. Amer. Proc. 32: str. 222 – 234.

(43) Karickhoff S. W., (1981), „Semi-empirical estimation of sorption of hydrophobic pollutants on natural sediments and soils“. Chemosphere 10, str. 833 – 846.

(44) Paya-Perez A., Riaz M., Larsen B., (1989), „Soil Sorption of 6 Chlorobenzenes and 20 PCB Congeners“. Environ. Toxicol. Safety 21, str. 1 – 17.

(45) Hamaker J. W., Thompson J. M., (1972), „Adsorption in organic chemicals“ in Organic Chemicals in the Soil Environment (Goring C. A. I., Hamaker J. W., eds), Vol I and II, Marcel Dekker, Inc., New York, NY, 1972, str. 49 – 143.

(46) Deli J., Warren G. F., 1971, „Adsorption, desorption and leaching of diphenamid in soils“. Weed Sci. 19: str. 67 – 69.

(47) Chu-Huang Wu, Buehring N., Davinson J. M., Santelmann, (1975), „Napropamide Adsorption, desorption and Movement in soils“. Weed Sci.,Vol.23,str.454 – 457.

(48) Haues M. H. B., Stacey M., Thompson J. M., (1968), „Adsorption of s-triazine herbicides by soil organic preparations“ in Isotopes and Radiation in Soil Organic Studies, p.75, International. Atomic Energy Agency, Vienna.

(49) Pionke H. B., Deangelis R. J., (1980), „Methods for distributing pesticide loss in field run-off between the solution and adsorbed phase“, CREAMS, in A Field Scale Model for Chemicals, Run-off and Erosion from Agricultural Management Systems, Chapter 19, Vol. III: Supporting Documentation, USDA Conservation Research report.

(50) ISO Standard Compendium Environment: Soil Quality – General aspects; chemical and physical methods of analysis; biological methods of analysis. First Edition (1994).

(51) Scheffer F., Schachtschabel, Lehrbuch der Bodenkunde, F. Enke Verlag, Stuttgart (1982), 11th edition.

(52) Black, Evans D. D., White J. L., Ensminger L. E., Clark F.E., eds. „Methods of Soil Analysis“, Vol 1 a 2, American Society of Agronomy, Madison, WI, 1982.

(53) ISO/DIS 10381-1 Soil Quality — Sampling — Part 1: Guidance on the design of sampling programmes.

(54) ISO/DIS 10381-2 Soil Quality — Sampling — Part 2: Guidance on sampling techniques.

(55) ISO/DIS 10381-3 Soil Quality — Sampling — Part 3: Guidance on safety of sampling.

(56) ISO/DIS 10381-4 Soil Quality — Sampling — Part 4: Guidance on the investigation of natural and cultivated soils.

(57) ISO/DIS 10381-5 Soil Quality — Sampling — Part 5: Guidance on the investigation of soil contamination of urban and industrial sites.

(58) ISO 10381-6, 1993: Soil Quality — Sampling — Part 6: Guidance on the collection, handling and storage of soil for the assessment of aerobic microbial processes in the laboratory.

(59) Green R. E., Yamane V. K., (1970), „Precision in pesticide adsorption measurements“. Soil Sci. Am. Proc., 34, str. 353 – 354.

(60) Grover R., Hance R. J. (1970), „Effect of ratio of soil to water on adsorption of linuron and atrazine“. Soil Sci., str. 109 – 138.

(61) Boesten, J. J. T. I, „Influence of soil/liquid ratio on the experimental error of sorption coefficients in pesticide/soil system“. Pest. Sci. 1990, 30, str. 31 – 41.

(62) Boesten, J. J. T. I. „Influence of soil/liquid ratio on the experimental error of sorption coefficients in relation to OECD guideline 106,,. Proceedings of 5th international workshop on environmental behaviour of pesticides and regulatory aspects, Brussels, 26 – 29 April 1994.

(63) Bastide J., Cantier J. M., et Coste C., (1980), „Comportement de substances herbicides dans le sol en fonction de leur structure chimique“. Weed Res. 21, str. 227 – 231.

(64) Brown D. S., Flagg E. W., (1981), „Empirical prediction of organic pollutants sorption in natural sediments“. J. Environ.Qual, 10(3), str. 382 – 386.

(65) Chiou C. T., Porter P. E., Schmedding D. W., (1983), „Partition equilibria of non-ionic organic compounds between soil organic matter and water“. Environ. Sci. Technol., 17(4), str. 227 – 231.

(66) Gerstl Z., Mingelgrin U., (1984), „Sorption of organic substances by soils and sediments“. J. Environ. Sci. Health, B19 (3), str. 297– 312.

(67) Vowles P. D., Mantoura R. F. C, (1987), „Sediment-water partition coefficient and HPLC retention factors of aromatic hydrocarbons“. Chemosphere, 16(1), str. 109 – 116.

(68) Lyman W. J., Reehl W. F.and Rosenblatt D. H. (1990). Handbook of Chemical Property Estimation Methods. Environmental Behaviour of Organic Compounds. American Chemical Society, Washington DC.

(69) Keniga E. E., Goring, C. A. I. (1980). „Relationship between water solubility, soil sorption, octanol-water partitioning and concentration of chemicals in the biota“ in Aquatic Toxicology (eds J.G. Eaton, et al.), str.78 – 115, ASTM STP 707, Philadelphia.

(70) Chiou C. T., Peters L. J., Freed V. H., (1979), „A physical concept of soil-water equilibria for non-ionic organic compounds“. Science, Vol. 206, str. 831 – 832.

(71) Hassett J. J., Banwart W. I., Wood S. G., Means J. C., (1981), „Sorption of /-Naphtol: implications concerning the limits of hydrophobic sorption“. Soil Sci. Soc. Am. J. 45, str. 38 – 42.

(72) Karickhoff S. W., (1981), „Semi-empirical estimation of sorption of hydrophobic pollutants on natural sediments and soils“. Chemosphere, Vol. 10(8), str. 833 – 846.

(73) Moreale A., van Bladel R., (1981), „Adsorption de 13 herbicides et insecticides par le sol. Relation solubilitE-reactivitE“. Revue de l´Agric., 34 (4), str. 319 – 322.

(74) Müller M., Kördel W. (1996), „Comparison of screening methods for the determination/estimation of adsorption coefficients on soil“. Chemosphere, 32(12), str. 2493 – 2504.

(75) Kördel W., Kotthoff G., Müller M. (1995), „HPLC — screening method for the determination of the adsorption coefficient on soil — results of a ring test“. Chemosphere 30 (7), str. 1373 – 1384.

(76) Kördel W., Stutte J., Kotthoff G. (1993), „HPLC — screening method for the determination of the adsorption coefficient on soil — comparison of different stationary phases“. Chemosphere 27 (12), str. 2341 – 2352.

(77) Hance, R. J., (1967), „The Speed of Attainment of Sorption Equilibria in Some Systems Involving Herbicides“. Weed Res., Vol. 7, str. 29 – 36.

(78) Koskinen W. C., Harper S. S., (1990), „The retention processes: mechanisms“ in Pesticides in the Soil Environment: Processes, Impacts and Modelling (ed. H.H. Cheng). Soil Sci. Soc. Am. Book Series, No. 2, Madison, Wisconsin.

(79) Cohen S. Z., Creeger S. M., Carsel R. F., Enfield C. G. (1984), „Potential pesticide contamination of groundwater from agricultural use“, in Treatment and Disposal of Pesticide Wastes, str.297 – 325, ACS Symp. Ser. 259, American Chemical Society, Washington, DC. (80) Giles C. H., (1970), „Interpretation and use of sorption isotherm“ in Sorption and Transport Processes in Soils. S.C.I. Monograph No. 37, str. 14 – 32.

(81) Giles, C. H.; McEwan J. H.; Nakhwa, S.N., Smith, D, (1960), „Studies in adsorption: XI. A system of classification of solution adsorption isotherms and its use in the diagnosis of adsorption mechanisms and in measurements of pesticides surface areas of soil“. J. Chem. Soc., str. 3973 – 93.

(82) Calvet R., TercE M., Arvien J. C., (1980), „Adsorption des pesticides par les sols et leurs constituants: 3. CaractEristiques gEnErales de l'adsorptio“. Ann. Agron. 31: str. 239 – 251.

(83) Bedbur E.; (1996), „Anomalies in the Freundlich equatio“, Proc. COST 66 Workshop, Pesticides in soil and the environment, 13 –15 May 1996, Stratford-upon-Avon, UK.

(84) Guth, J. A., (1985), „Adsorption/desorptio“, in Joint International Symposium, Physicochemical Properties and their Role in Environmental Hazard Assessment, July 1 – 3, Canterbury, UK. (85) Soil Texture Classification (US and FAO systems): Weed Science, 33, Suppl. 1 (1985) and Soil Sci. Soc. Amer. Proc. 26:305 (1962).

3. Některé příklady korelace mezi adsorpčním koeficientem a rozdělovacím poměrem oktanol/voda nebo rozpustností ve vodě jsou uvedeny v tabulkách 1 a 2.
Tabulka 1. Příklady korelací mezi adsorpčním distribučním koeficientem a rozdělovacím koeficientem oktanol/voda; další příklady jsou uvedeny v literatuře (12, 68)

Látky	Korelace	Autoři
Substituovaná močovina	$\log K_{o m} = 0,69 + 0,52 \log P_{o v}$	Briggs (1981) (39)
Chlorované aromatické sloučeniny	$\log K_{o u} = - 0,779 + 0,904 \log P_{o v}$	Chiou et al. (1983) (65)
Různé pesticidy	$\log K_{o m} = 4,4 + 0,72 \log P_{o v}$	Gerstl a Mingelgrin (1984) (66)
Aromatické uhlovodíky	$\log K_{o u} = - 2,53 + 1,15 \log P_{o v}$	Vowles a Mantoura (1987) (67)

Tabulka 2. Příklady korelací mezi adsorpčním distribučním koeficientem a rozpustností ve vodě; další příklady jsou uvedeny v literatuře (68, 69)

Sloučeniny	Korelace	Autoři
Různé pesticidy	$\log K_{o m} = 3,8 - 0,561 \log S_{v}$	Gerstl a Mingelgrin (1984) (66)
Chlorované alifatické a aromatické látky	$\log K_{o m} = 4,040 \pm 0,038 - 0,557 \pm 0,012 \log S_{v}$	Chiou et al. (1979) (70)
α-Naftol	$\log K_{o u} = 4,273 - 0,686 \log S_{v}$	Hasset et al. (1981) (71)
Cyklické, alifatické a aromatické látky	$\log K_{o u} = - 1,405 - 0,921 \log S_{v} - 0,00953 m p - 25$	Karickhoff (1981) (72)
Různé látky	$\log K_{o m} = 2,75 - 0,45 \log S_{v}$	Moreale van Blade (1982) (73)

3. Z rovnice 2 vyplývá, že pro účely oddělení částic o určité velikosti (v našem případě o poloměru 0,1 µm) jsou pro stanovení parametrů centrifugace, tj. doby (t) a počtu otáček za minutu (rpm), důležité dvě charakteristiky: 1) hustota půdy a 2) výška sloupce směsi v centrifugační kyvetě (R_b − R_t), tj. vzdálenost, kterou půdní částice urazí mezi hladinou v kyvetě a jejím dnem; výška sloupce směsi v kyvetě bude při pevně stanoveném objemu samozřejmě záviset na druhé mocnině poloměru kyvety.

4. Na obrázku 1 jsou znázorněny změny centrifugační doby (t) v závislosti na centrifugační rychlosti (rpm) pro různé hustoty půdy (ρ_p) (obrázek 1a) a pro různé výšky sloupce směsi v centrifugačních kyvetách (obrázek 1b). Z obrázku 1a je zřejmý vliv hustoty půdy; např. při obvyklých 3 000 ot./min je centrifugační doba přibližně 240 min pro hustotu půdy 1,2 g·cm^-3, ale pouze 50 min pro 2,0 g·cm^-3. Podobně je podle obrázku 1b při obvyklých 3 000 ot./min centrifugační doba přibližně 50 min pro výšku sloupce směsi 10 cm a pouze 7 min pro výšku sloupce 1 cm. Je však důležité nalézt optimální poměr mezi centrifugací, která vyžaduje co nejmenší výšku sloupce, a snadností, s jakou může experimentátor oddělovat fáze po centrifugaci.

5. Kromě toho je při stanovování experimentálních podmínek při oddělování fází půda/roztok důležité počítat s možnou přítomností třetí „pseudofáze“, koloidu. Koloidní částice s velikostí menší než 0,2 µm mohou mít značný vliv na celý mechanismus adsorpce látky v půdní suspenzi. Při centrifugaci, jak je popsána výše, zůstanou koloidní částice ve vodné fázi a analyzují se společně s vodnou fází. Informace o jejich vlivu se tedy ztratí.