Pannon Egyetem Georgikon Kar Állattudományi és Állattenyésztéstani Tanszék Tanszékvezető: Dr. Polgár J. Péter
Konzulens: Dr. Bercsényi Miklós, egyetemi tanár Társkonzulens: Beliczky Gábor, doktorandusz
A lesőharcsa (Silurus glanis) intenzív tartása során fellépő környezeti terhelés vizsgálata
Szakdolgozat
Kóbor Péter természetvédelmi mérnöki BSc
Keszthely, 2013.
Tartalomjegyzék 1.Bevezetés, célkitűzés..................................................................................................... 3 1.1. Bevezetés..........................................................................................................3 1.2. Célkitűzés.........................................................................................................4 2.Irodalmi áttekintés......................................................................................................... 5 2.1. A lesőharcsa (Silurus glanis, L. 1758) jellemzése, tógazdasági jelentősége....5 2.2. A vízben oldott nitrogénformák és jelentőségük..............................................6 2.3. Az intenzív haltermelés és környezeti kockázatai............................................9 3.Saját vizsgálatok..........................................................................................................11 3.1. A saját vizsgálatok anyaga és módszere.........................................................11 3.2. Eredmények és értékelésük............................................................................ 15 4.Következtetések, javaslatok.........................................................................................20 5.Összefoglalás...............................................................................................................25 5.1. Abstract.......................................................................................................... 26 6.Köszönetnyilvánítás.....................................................................................................27 7.Irodalom jegyzék......................................................................................................... 28 8.Melléklet......................................................................................................................30 9.Ábrák és táblázatok jegyzéke...................................................................................... 34
1. Bevezetés, célkitűzés 1.1. Bevezetés A népesség növekedésével együtt növekvő élelmiszerigény kielégítésében a mezőgazdaság többi ágazata mellett egyre nagyobb szerepet kap a halastavi halgazdálkodás. Akárcsak az állattenyésztés és állati termék előállítás más területein, a magasabb szükségletekkel való lépéstartást a termelés bizonyos fokú intenzifikálása jelenti. Erre részben a természetes vizek túlhalászatának csökkentése illetve elkerülése miatt is szűkség van. Az intenzív haltermelés egyik kiemelkedő problémája a vizek környezeti terhelésének megemelkedése, főként a takarmányokkal bevitt többlet tápanyag miatt. Növényi fehérje alapú haltápok alkalmazásával hosszabb távon is fenntartható halgazdálkodás érhető el. Az intenzív haltermelő rendszerek fel nem használt tápanyagokkal terhelt elfolyó vize erősen terheli a befogadó vizeket, felborul a vizek nitrogén-háztartása, növekszik az oldott nitrogénformák (NH3/-NH4+, NO2- és NO3-) mennyisége. A rendszer megnövelt tápanyagtartalmú vize valamilyen élővízbe távozik, így a természetes állapot leromlását eredményezheti. Az eutrofizáció – melyért főként a foszfor- a nitrogéntöbblet felelős – megváltoztatja a vizek tápanyagforgalmát, csökkenti az oldott oxigén koncentrációját és ezzel a vízi ökoszisztémák szerkezetének megváltozásához vezet, például megnő a fitoplanktonban a cianobaktériumok aránya, melyek bizonyos fajainak toxikus anyagcsere termékei káros hatással vannak más élőlényekre. Egyetemünkön kutatás folyik egy olyan intenzív halnevelési módszer kifejlesztésére, amely szem előtt tartja a fenntarthatóságot, így a környezetre gyakorolt káros hatások minimalizálását is. Vizsgálatainkat ezen kutatás keretében végeztük, párhuzamosan a rendszer gazdasági elemeinek fejlesztésével.
1.2. Célkitűzés A kísérlet során célunk a rendszerben alkalmazható haltápok által okozott környezeti terhelés in vitro modellezése volt. Ezáltal kívántuk feltárni az intenzív haltermelés magasabb tápanyaginputja által okozott lehetséges környezeti terhelést. A tápokkal bevitt koncentrált fehérjemennyiség miatt vizsgálatunk tárgyát a víztérben feldúsuló oldott szervetlen nitrogénformák mennyiségi-minőségi viszonyainak feltárása adta. Ezek a vegyületek elsősorban a halak anyagcseretermékei (NH 3, NH4+) valamint ezek bakteriális anyagcsere által átalakított formái (NO 2-, NO3-). A foszfor mellett a nitrogén vegyületei befolyásolják leginkább az élővizek eutrofizációját, mivel feldúsulása
változásokat
idéz
elő
a
vizek
fitoplankton
közösségében
és
oxigénellátottságában. A halak kiválasztásából származó származó szabad ammónia (NH3) pedig citotoxikus hatású, ezáltal közvetlen veszélyeztető az vízi szervezetekre nézve. A fentiek ismeretében elmondható, hogy fokozott nitrogén-bevitel okozta terhelésének környezettani jelentősége van. A kísérlet eredményei több irányban hasznosíthatók: segítségükkel kiválasztható az a táp melyet a rendszerben alkalmazva a lehető legkisebb nitrogén-terhelést okozza, lehetőség nyílik a legmegfelelőbb intenzív rendszer (zárt illetve tavi recirkuláció, átfolyóvizes rendszer) kiválasztására. Ezeken túl eredményeink további vizsgálatok alapjául szolgálhatnak, melyekkel a rendszer hatékonysága és fenntarthatósága tovább növelhető.
2. Irodalmi áttekintés 2.1. A lesőharcsa (Silurus glanis, L. 1758) jellemzése, tógazdasági jelentősége Pikkelytelen, márványozott kültakarójú, elől hengeres majd a faroktól laterálisan lapított testű hal (Györe, 2013). A viza (Huso huso) a Duna felső szakaszáról (a Vaskapu-szoros vízduzzasztóján nem tud felúszni) való eltűnése óta természetes vizeink legnagyobb ragadozó hala (Pintér 1989). Az ország egész területén elterjedt, folyókban a paduczónától - az epipomatális régió felső szakaszától - lefelé mindenütt megtalálható, ahol búvóhelyet talál a partoldal, illetve a meder gödreiben. Duzzasztott tározókban, tavakban is megtalálja a számára kedvező körülményeket, bár szaporodásához az áramló víz ideálisabb (Harka-Sallai, 2010). A tógazdaságok egyik legértékesebb ragadozó hala - bár az éves harcsa fogás nagy részét, hozzávetőleg 67%-át, még mindig a természetes vízi halászat adja (Pintér, 2010.). Gyors növekedésű, húsa szálkátlan, ízletes. Húsának fehérjetartalma magas, zsírosodás csak idősebb korban jellemző (Horváth-Urbányi, 2004) Jól bírja az intenzív pontytenyésztő tavak környezeti feltételeit: stressztűrő (tógazdasági munkákból adódó törődés, zavarás), nem érzékeny a vízminőségre (20°C-on minimális oldott oxigén mellett is megél, táplálkozik), széles hőmérsékleti tartományhoz képes alkalmazkodni (4 - 30°C), táplálékában nem válogatós. Intenzív táplálkozásának hőmérsékleti tartománya a pontyéval megegyező (Horváth-Magyary, 2008). Intenzív haltermelő rendszerekben kiváló növekedés érhető el növényi fehérje alapú táppal történő nevelése során (Havasi et al., 2012). A faj eddig a hagyományos tógazdasági termelésben, mellékhalként volt jelen. A magyarországi harcsatermelés az összes haltermelés 2%-át teszi ki (Hancz, 2010).
2.2. A vízben oldott nitrogénformák és jelentőségük A nitrogén, a foszfor mellett, központi szerepet tölt be a vizek tápanyagforgalmában. Mennyiségét meghatározza a primer produkció és a szerves anyagok reciklizációja (Padisák, 2010). Jelen lehet szerves illetve szervetlen formában. A szerves nitrogén lehet oldott (DON: “dissolved organic nitrogen”), mint például fehérjék bomlástermékei, vízi szervezetek által kiválasztott vegyületek (pl.: karbamid) vagy formált (PON vagy PN: “particulate organic nitrogen”): élettelen szerves törmelék, élőlények szöveteit alkotó fehérjék (Gray, 2010). A szervetlen nitrogén formák közül - leszámítva az oldott elemi nitrogént (N2) legfontosabbak a szabad ammónia, az ammóniumion, a nitrit- és nitrát-ion (Rabalais, 2002). Ezek az oldott nitrogén vegyületek (DIN: „dissolved inorganic nitrogen”) a mikroorganizmusok anyagcseréjének vég- illetve köztitermékeként, állati és növényi anyagcseretermékként illetve holt szerves anyag bomlása során kerülhetnek a vízbe. A szerves vegyületek bomlásakor lezajló bakteriális folyamat által (ammonifikáció) szabadul fel az ammónia a fehérjék aminjaiból(Papp, 2005, Padisák 2010). Halastavi rendszerekben ezt a mennyiséget jelentősen növelheti a halak által a kopoltyúkon keresztül kiválasztott ammónia (Hancz, 2008.). Az ammónia vizes közegben hidrolizál, protonfelvétellel ammóniumionná alakul: NH3 + H2O → NH4+ + OHEz a folyamat függ a víz hőmérsékletétől és a pH-tól (pH < 8: NH 4+ > NH3; pH > 10,5: NH4+ < NH3) (Padisák, 2010).
1. ábra: Az NH4+ és NH3 aránya pH függvényében Az élőlények sejthártyája az ammóniumion számára átjárhatatlan, a sejtek szükségleteinek megfelelően aktív membrántranszporttal felvehető. A szabad ammónia viszont szabadon juthat be a sejtbe, a vízi élővilágot veszélyeztető sejtméreg, így környezettani jelentősége van (Lakatos et. al., 2008). Az ammóniumiont egyes producensek képesek közvetlenül hasznosítani, mivel nem igényel további oxidációs szám változást az aminokba való beépülés előtt (Padisák, 2010). Az ammóniumion jelentős része azonban a bakteriális úton végbemenő nitrifikációban vesz részt. A nitrifikáció két reakciólépésből áll, melyek során először nitrit majd nitrát keletkezik és energia szabadul fel(Papp, 2005.): (1.)
NH4+ + 3/2 O2 → NO2– + H2O + 2 H+
(∆RHθ = -260 kJ/mol )
(2.)
NO2– + 1/2 O2 → NO3–
(∆RHθ = -100 kJ/mol )
Az ammónium-nitrit átalakítást (1.) jellemzően a Nitrosomonas, a nitrit-nitrát lépést (2.) a Nitrobacter nemzetségbe tartozó baktériumfajok végzik. A nitrifikáció során H+-ionok
szabadulnak fel, a protontöbblet hatására a vízben lévő HCO 3- vagy CO32- ionokból CO2 keletkezik, ez a folyamat csökkenti a víz pH-ját (Thyll, 2005). A nitrit toxikus hatású, de átmeneti redox állapota miatt kevés ideig tartózkodik a víztérben, hamar tovább alakul nitráttá (Felföldi, 1981). A nitrát mennyisége – a kimosódást leszámítva – jellemzően kétféleképpen csökkenhet (Padisák, 2010.): (1.)
asszimilatív nitrátredukció: producensek saját anyagaikba építik be NO3- → PON
(2.)
disszimilatív nitrátredukció: Azotobacter-fajok elemi nitrogénné alakítják NO3- → N2
Oldott oxigén hiányában a fakultatív anaerob mikroszervezetek a nitritet illetve a nitrátot használják terminális elektronakceptorként (nitráltlégzés) (Padisák, 2005).
2.3. Az intenzív haltermelés és környezeti kockázatai A tengeri halfogások stagnálása miatt megnőtt az akvakultúra szerepe az étkezési célú haltermelésben. Ennek egyik ágazata az intenzív haltermelő rendszerek, melyek jelenleg a hazai haltermelés 10%-át adják (Hancz, 2010). E rendszerek két fő ismérve a mesterséges környezet és a nagy halsűrűség. A hagyományos tavi rendszerhez képest a termelékenység 50g/m3 helyett 25kg/m3 is lehet. A sok értékes outputhoz magas input költség járul: haltápok, gyógyszerek – a rendszerben, kis területen tartott nagy mennyiségű halnál fokozottan fennáll kórokozó illetve parazita okozta betegségek veszélye –, berendezések, villamos energia. A rendszerben nevelt halfaj megválasztásánál ezért elsődleges szempont a jó stressztűrés, a magas értékesítési ár és a mesterséges tápokkal való könnyű takarmányozhatóság (Bercsényi,
2010).
Tenyésztett
halaink
többsége
35-45%-os
fehérjeadagot
igényel(Molnár-Urbányi, 2010), ez lesőharcsa estében növényi fehérje alapú tápokkal könnyen biztosítható (Havasi et al., 2012). A rendszerben káros output is keletkezik tápanyagokkal terhelt szennyvíz formájában (Bercsényi, 2010). A halak által kiválasztott ammónia mellett jelentős az el nem fogyasztott táp bomlásakor felszabaduló szerves oldott nitrogén (DON) is, amely szintén a víztér nitrogénciklusához adódik (Tello-Corner-Telfer, 2010). A nitrogén, a foszfor mellett, a vizek eutrofizációjáért leginkább felelős tápelem (Raballais, 2002, Gray, 2010). A nitrogén- és foszfor-szint emelkedése a fitoplankton közösségben a cianobaktériumok dominanciáját erősíti, amelyek egyes fajai toxikus anyagcsere termékeikkel káros hatással vannak más vízi szervezetekre (Smith-Tilman-Nekola, 1999). A nitrogénformák feldúsulása csökkenti az oldott oxigén koncentrációját, illetve algavirágzást idéz elő. Ezek a folyamatok jelentősen hozzájárulnak az eutrofizációs folyamatok felgyorsulásához és a vízi életközösségek szerkezeti és mennyiségi viszonyainak megváltozásához (Paerl et al., 1998.). A zárt recirkulációs haltermelő rendszerben a tápanyag felhalmozódás miatt fellépő oxigén-koncentráció csökkenést levegőztetéssel helyre lehet állítani, így növelhető a bioszűrő hatékonysága (Mondrigas-Kusta, 2006).
A kifolyóvíz más mesterséges
élőhelyre való vezetésével – például tavi recirkulációs rendszer – hatékonyan megköthető a tápanyagtöbblet (Naylor et al. 2003). Az átfolyó vizű haltermelő rendszereknél bizonyos szintig (0,35-0,45 mg/l ammóniumnitrogén) csekély az elfolyóvizek környezeti hatása (Bergero et al., 2001), de a magas táp- és lebegőanyag tartalom terhelést jelent a befogadó élővízre nézve (Csizmarik,
2011). A lehetséges befogadó élőhelytípusok közül, nitrogén-visszatartásuk miatt, a vizes élőhelyek – például mocsarak, lápok – a leginkább érzékenyek, míg a folyók, patakok a legközömbösebbek (Saunders-Kalff, 2001).
3. Saját vizsgálatok 3.1. A saját vizsgálatok anyaga és módszere A kísérlet során a harcsa (Silurus glanis) intenzív neveléséhez alkalmazható növényi fehérje alapú, halnevelő tápok környezeti terhelését követtük nyomon a vízbe feldúsuló oldott nitrogénformák függvényében. A vizsgálatokat 2012. augusztusában és szeptemberében végeztük, a Pannon Egyetem Georgikon Karán, az Állattani és Akvakultúra Csoport Hallaboratóriumában. A halakat a kísérletet megelőzően a recirkulációs rendszerben (3. ábra) tartottuk, adaptáció céljából. A tizenkét kádból álló rendszerben a vízkeringetés folyamatos volt. A szennyvíz két ülepítőn keresztül jutva bioszűrőn haladt át. A szűrt vizet UV-fény sterilizálta, majd kavicságyas csepegtetőn keresztül került visszavezetésre a rendszerbe. A kádakat egyenként levegőztettük kompresszoros, porlasztóköves rendszerrel. Az egyenként 180 liter űrtartalmú kádakban kádanként 5 db halat helyeztünk el (Σ: 60 db hal). A halak átlag súlya 364,76±0,93g (mean±SD) volt (összsúly: 21885,7g). A kísérletre szánt halak elosztásakor nagyjából azonos csoportonkénti összsúlyra törekedtünk, valamint arra, hogy a csoportokba közel azonos méretű, kondíciójú halak kerüljenek. A vizsgálat megkezdése előtt három nappal a keringetést leállítottuk, a halakat ebben az időszakban nem etettük. Ezt azért tartottuk szűkségesnek, hogy a vizsgálat megkezdésekor a halak azonos kondícióban legyenek a különböző csoportokban. A vizsgálatra egy kontroll és három kezelési csoportot alakítottunk ki, mindegyik csoportot három ismétlésben. A kezelésekben 33%, 40% és 49%-os fehérjetartalmú tápokat etettünk (gyári nyersfehérje beltartalmi adatok). A kísérleti állomány testtömegük 1%-ának megfelelő mennyiségű pelletált takarmányt kapott, a kontroll csoportot nem etettük. Az alkalmazott tápok a következők voltak: Coppens Carpco Standard (33%), Skretting Classic K2P (40%), Coppens Steco Supreme (49%). A tápok kiválasztásánál azok jelentősen eltérő nyersfehérje tartalma volt a mérvadó, mivel ezekből különböző mértékű terhelés adódhat. A kezelési és kontroll csoportok elosztása véletlenszerűen történt. 1. táblázat: A kezelési csoportok Kád
Kádban lévő halak Etetett
sorszáma
összsúlya(g)
tömege(g)
táp Kezelés táp)
(etetett
1
1834,4
18,3
33%
2
1779,7
17,8
kontroll
3
1826,9
18,3
40%
4
1953,3
19,5
33%
5
1859,1
18,6
40%
6
1570,3
15,7
49%
7
1804,1
18
49%
8
1805,4
18,1
33%
9
1935,7
19,4
kontroll
10
1807,7
18,1
49%
11
1819,4
18,2
kontroll
12
1889,7
18,9
40%
A kezelésekben a következő szervetlen, oldott nitrogénformák(DIN: „dissolved inorganic nitrogen”) mennyiségének alakulását kívántuk nyomon követni 72 órán keresztül: ammónium-, nitrit- és nitrát-nitrogén, valamint meghatároztuk a víztérben lévő összes nitrogén mennyiségét a kísérlet kezdetén illetve végén. A vízmintákat a 0. (közvetlenül etetés előtt), 6., 12., 24., 36., 48., 60. és 72. órában vettük, vizsgált paraméterenként 50-50ml-t. A mintavételhez dugós-csavarzáras, műanyag fiolákat használtunk. A mintákat ezután tartósítottuk: az ammónium-nitrogénnél kénsavoldattal, a nitrit- és nitrát-nitrogénnél 1-4ºC közötti hűtéssel. Erre a mintákban lévő szervetlen oldott nitrogénformák tartalmának megváltozását megelőzendő volt szűkség. A kísérlet elején a víztérből vettünk 50-50ml mintát a kezdő össznitrogén (TN = DN + PN, „total nitrogen”: az oldott és formált nitrogén összesen) meghatározásához, a végén pedig a kádak alján összegyűlt szerves törmeléket (faeces, el nem fogyasztott tápmaradék) dekantáltuk 500ml-es műanyag flakonokba, szintén össznitrogén (TN) valamint a formált nitrogén (PN) tartalom mérése céljából. Ezeket a mintákat 1-4ºC közötti tárolással
tartósítottuk.
A
minták
vizsgálatára
a
HAKI
Környezetanalitikai
Központjában került sor, spektrofotometriás módszerrel. A mintavételek alkalmával rögzítettük a hőmérsékletet (°C), a kémhatást (pH), az oxigén koncentrációt (mg/l) és telítettséget (%). Az hőmérséklet illetve pH méréséhez HANNA „Combo pH&EC” (pontosság: ±0,05 pH; ±0,5ºC), az oxigén koncentráció és telítettség méréséhez pedig OxyGuard „Handy Delta” (pontosság: ±1 O2%) kézi mérőműszereket használtuk. A mérési hibák csökkentése végett a fizikai-kémiai paraméterek mérésekor, a mérőműszer elektródját mindig a levegőztető rendszer porlasztójával ellentétes oldalon merítettük vízbe.
Az eredmények kiértékeléséhez LibreOffice Calc 3.5 illetve GNU PSPP 0.7.9. nyílt forráskódú szoftvereket használtuk. A kiértékelés során relatív értékekkel dolgoztunk: a mért értékeket a halak kádankénti súlyával elosztva, 1 kilogramm halra vetítve kaptuk az értékeket. A kapott eredményeket egymáshoz viszonyítva valamint időskálán értékeltük. A mérések eredményeinek kezelési csoportokra vetített átlagai alapján a következő levezetett paramétereket határoztuk meg: (1)
kibocsátás: a kísérlet végén mért értékből levonva kezdőérték (minden mért
paraméterre) (2)
DON: oldott szerves nitrogén, urea; [DN – DIN]
(3)
napi kibocsátás: [kibocsátás]/(72/24)
A vizsgálat idő-, anyag- és forrásigényessége miatt szűkségesnek véltük előkísérlet lefolytatását. Ennek során egy kontroll valamint egy kezelési csoporttal, egy-egy ismétlésben végeztünk mérés sorozatot. A kísérlet során a 40%-os (közepes) fehérjetartalmú, Skretting Standard K2P típusú tápot etettük, a kísérleti állománnyal, testtömegük 1%-ának megfelelő mennyiségben. Mérésenként a kádak vízteréből 50-50ml vízmintát vettünk és a fenti eszközökkel rögzítettük a fizikai-kémiai paramétereket. A mintákat Lovibond® MultiDirect spektrofotométerrel vizsgáltuk. Az előkísérletben a három szervetlen nitrogénforma – ammónium-, nitrit- és nitrát-nitrogén – alakulását követtük nyomon. 2. táblázat: Fizikai-kémiai paraméterek az előkísérlet során (készült: GNU PSPP 0.7.9.) Variable Mean St.Dev. Minimum Maximum pH 8,27 ,17 8,03 8,45 Hőmérsékletet 22,90 ,53 21,80 23,80 O2 koncentráció 8,36 6,56 3,10 33,30 O2 telítettség 89,75 48,85 36,00 238,00 Jelmagyarázat: mean – átlag, st.dev. - tapasztalati szórás (standard deviáció)
3.2. Eredmények és értékelésük Az előkísérlet eredményei rámutattak, hogy a vizsgálathoz választott időintervallumban (72 óra) a legmarkánsabb eltérést az ammónium-nitrogén mutatta a vizsgált paraméterek közül. A nitrit- és nitrát-nitrogén nem mutatott hasonló mértékű növekedést és eltérést. Ebből arra következtettünk, hogy a zárt környezetben nitrifikációban résztvevő baktériumflóra kis méretű, növekedése korlátozott. A kontrollban és a kezelésben is tapasztaltunk pH-csökkenést a kísérlet ideje alatt. Ennek magyarázata részben a halak gázcseréjéből felszabaduló széndioxid, részben a bizonyos fokú nitrifikáció által okozott protontöbblet okozta kémhatásváltozás. Az eredményekből leolvasható, hogy a tápokkal bevitt fehérje lebontásból származó ammóniumion az etetést követő 24. órától kezd el ugrásszerűen növekedni, feldúsulásának maximuma a 48-49. órára tehető, innentől – bár még folyamatos növekedést
mutat
–
mérséklődik.
Ez
a
tápok
emésztése
során
keletkező
anyagcseretermékek kiválasztásából adódik. Az ammóniumion koncentráció növekedése a kontroll csoportban is megfigyelhető, kisebb mértékben, ahol a halak már hat napja nem kaptak táplálékot. Ezt a szervezetükben maradt táplálék emésztése valamint korábban felhalmozott tartalékok felhasználása magyarázza. A nitrit koncentrációja az előkísérlet során növekedést mutatott, ez azonban léptékben elmaradt az ammónium növekedésétől. Az előkísérlet eredményeit a vizsgálat lefolytatásának megtervezéséhez használtuk fel. Ez alapján határoztuk meg a mintavételek számát és időpontját és a vizsgált nitrogénformák hangsúlyosságát az eredmények értékelésének szempontjából. Az alkalmazott tápok által okozott kibocsátás kisebb különbségeket mutatott az egyes kezelési csoportokban, mint amekkorára a gyári deklarált értékek alapján vártunk. Ennek okára takarmányanalízis mutatott rá, aminek eredményeit a 3. táblázatban foglaltuk össze.
3. táblázat: A vizsgálatban alkalmazott tápok takarmányanalízise Deklarált Mért
Mért
Mért
Mért
fehérjeta száraza.
nyersfehérj nyershamu
nyerszsír
rtalom
(%)
e (%)
(%)
(%)
33%
95,60
34,36
6,41
5,35
Mért
Mért
nyersrost (%) (%) 3,98
5,49
N ME
hal Mért
(MJ/kg
Nmk
sz.a.)
a (%)
13,27
45,51
40%
89,50
37,87
5,80
10,46
3,14
6,06
14,56
32,23
49%
91,90
45,85
9,50
9,13
0,99
7,33
14,21
26,43
Jelmagyarázat: N – nitrogén mennyisége %-ban kifejezve; ME – metabolikus energia (MJ/kg száraz anyag); Nmka – nitrogénmentes kivonható anyag %-ban kifejezve Míg a deklarált értékek szerint a tápok között 7 illetve 9%-os eltérés van fehérjetartalomban, addig mért adatok ettől mindkét esetben kisebb eltérést mutattak (3,39 és 7,98%). A továbbiakban könnyebb követhetőség érdekében a gyári adatokat használjuk az eredmények ismertetésénél. Az előkísérlethez hasonlóan a legjobban nyomon követhető változásokat a ammóniumnitrogén mutatta. A legnagyobb különbség a kiinduló koncertráció és a 72 óra után mért mennyiség között a 49% és 33%-os fehérjetartalmú tápokkal etetett csoportoknál volt. A
2. ábra: Az ammónium-nitrogén alakulása a kísérlet során 3,0
koncentráció [mg/l]
2,5 2,0 K 33 40 49
1,5 1,0 0,5 0,0 0
6
12
24
36
48
60
72
idő (h)
közepes fehérjetartalmú táp (40%) kisebb terhelést produkált, mint a legalacsonyabb deklarált beltartalommal rendelkező (33%), viszont a koncentrációnövekedés az előzőnél volt egyenletesebb. Irodalmi adatok alapján az ammónium-nitrogén kibocsátás 0,35-0,45mg/l értéknél még nem okoz mérhető terhelést a vízi környezetre nézve. A kibocsátás egy napra vetített értéke ( [vég NH4-N]-[kezdő NH4-N]/3 ) mindhárom táp esetében jelentősen meghaladta a Bergero és mtsai (2001.) által meghatározott,
környezeti terhelést még nem okozó kibocsátási értéket. Ez alapján elmondható, hogy az alkalmazott tápok által okozott ammónium-nitrogén koncentráció változásnak környezettani jelentősége van a tápanyaggal terhelt vizet befogadó élővízre nézve. 4. táblázat: A kibocsátott NH4-N eltérése a Bergero és mtsai (2001) által meghatározott határértékektől Csoport
Napi NH4-N kib. Határérték (mg/l*nap-1)
(Bergero
(mg/l) Eltérés (mg/l) et
al.,
2001) K
0,388
0,4
-0,012
33%
0,778
0,4
+0,378
40%
0,689
0,4
+0,289
49%
0,852
0,4
+0,452
A kísérlet során folyamatos pH-csökkenést tapasztaltunk mind a kontrollban, mind pedig a kezelésekben. Ennek oka részben a halak gázcseréjéből származó széndioxid, részben pedig nitrifikáló baktériumok anyagcseréje által okozott protontöbblet (Thyll, 2005). A csökkenés kedvező hatása, hogy a kémhatás savas irányba való eltolódásával csökken a citotoxikus szabad ammónia (NH3) aránya víztérben – a protontöbblet hatására szabad ammónia – ammóniumion átalakulás szabadon végbe mehet, nem dúsul fel a hidrolízist gátló hidroxidion (OH-)(Padisák, 2005, Thyll, 2005, Gray, 2010). A NO2-N mennyisége a rendszerben függ a bakteriális anyagcserétől a víztérben (Lakatos-Mölsna-Szilágyi, 2000). A kezelések ebben az esetben is szignifikáns eltérést mutattak a kontrollhoz képest. A két legjelentősebb eltérést az közepes (40%) és a legmagasabb (49% fehérjetartalmú táppal etetett csoportban tapasztaltuk. A nitrit azonban nem stabil, hamar továbbalakul nitráttá (Felföldi, 1981). A NO3-N szintén bakteriális anyagcsere termék (Lakatos-Mölsna-Szilágyi, 2000). Ezen oldott, szervetlen nitrogénforma esetében egyedül a legmagasabb fehérjetartalmú táp mutatott mutatott szignifikáns növekedést, a másik két kezelésben mért relatív koncentrációk elmaradtak kontroll eredményeitől. Az oldott szerves nitrogén (DON, urea) kibocsátás a 33%-os illetve 49%-os kezelési csoportokban volt a legmagasabb, míg a közepes fehérjetartalmú táp esetében elmaradt a várttól.
3. ábra: Az oldott nitrogénformák (DN) mennyiségének alakulása 72 óra után
Oldott nitrogénformák a kísérlet végén 14,000
13,320
12,000
koncentráció [mg/]l
10,000
11,126 9,055 8,784
9,536
10,153 9,660
10,660
DN DIN DON (DN-DIN)
8,000 6,000 4,000
2,661 1,590
2,000
0,494
0,271 0,000 K
33
40
49
Az összes szervetlen oldott nitrogén kibocsátás mindhárom kezelésben jelentősen eltért a kontroll csoportban tapasztalttól. Az összes oldott nitrogén mennyisége a víztérben a legalacsonyabb valamint a legmagasabb fehérjetartalmú tápot kapott csoportoknál volt a legmagasabb a kísérlet végén. A formált nitrogén (PN) mennyisége a 33%-os fehérje tartalmú táppal etetett csoportnál volt a legmagasabb a kezelések közül. A formált nitrogén mennyiségét a kísérlet végén a kádak leeresztésekor felfogott majd 500ml-re dekantált zagyvízből határoztuk meg, tehát a tápok emésztése során keletkező faecesből valamint az el nem fogyasztott tápmaradékból álló szerves törmelék nitrogéntartalmáról ad információt. A vizek nitrogénforgalmának egyik legmeghatározóbb eleme az üledék nitrogéntartalma (Gál et al., 2006). Ez bakteriális bontás során ammóniummá alakul, tovább növelve a víztér szervetlen oldott nitrogénjének mennyiségét. A 72 órás vizsgálat végén a kezelések közül a 33%-os csoportban volt a legmagasabb a összes nitrogén ( TN = DIN+DON+PN) koncentrációja. A másik két kezelésben is jelentősen eltért a kontrolltól, de az egymáshoz viszonyított különbség kis mértékű volt (d = 2). Ezek alapján elmondható, hogy a három különböző fehérjetartalmú haltáp, eltérő mértékben de mérhető terhelést okoz a vízi környezetben. Ez részben közvetlen, a halak kiválasztásával vízbe jutó ammónia, másrészt közvetett terhelés, amit a szerves
törmelék bakteriális bontása során felszabaduló további oldott nitrogénformák okoznak.
4. Következtetések, javaslatok A kísérletben vizsgált, mért és levezetett paraméterek közül az ammónium-nitrogén mutatott rá a tápok által, a halak anyagcseréjén keresztül jelentkező környezeti terhelésére. Mind a kontrollhoz való viszonyítás, mind pedig a Bergero és mtsai (2001) által meghatározott határértéket való meghaladás azt jelenti, hogy az alkalmazott tápok etetése terhelést jelent a vízi a környezetre nézve. A három táptípus közül a legmagasabb és a legalacsonyabb fehérjetartalmú gyakorolja a legnagyobb hatást a víztér nitrogén-háztartására. Az oldott nitrogénformák kibocsátása a 49%-os táp esetében volt a legmagasabb a kísérlet során. A 33%-os táp által okozott oldott szervetlen nitrogén (DIN) kibocsátás ugyan kevesebb volt, mint a 40%-os esetében (d = 0,124), azonban az összes oldott nitrogén kibocsátás (DN) magasabb volt, a nagyobb mennyiségű szerves oldott nitrogén miatt. A formált nitrogén (PN: ürülék, el nem fogyasztott táp) a 33%-os táp esetében volt a legmagasabb, bár a kontrolltól mindhárom kezelés jelentősen eltért. A szerves törmelék a tavakban zajló intenzív bakteriális bontás következtében további terhelést jelent a vízre nézve (Lakatos-Mölsna-Szilágyi, 2000; Gray, 2010). 4. ábra: A különböző nitrogénformák mennyiségi viszonyai a kísérlet végén (TN: összes nitrogén; PN: formált nitrogén, DN: oldott nitrogén) 200
176
180
165
koncentráció (mg/l)
160 140 120 100
81
80
83
71
vég TN PN DN
70
60 40 20
17
8
11
9
13
10
0 K
33
40
49
kezelések
Az ammonifikáció során holt szerves törmelékből a vízi üledékben élő mikroszervezetek anyagcseréjének végtermékeként ammónia szabadul fel. Ez szabad ammóniaként vagy ammóniumionként részt vesz a víztér nitrogén-ciklusában, oldott szervetlen
nitrogénformák mennyiségét. A nitrogén, mint tápanyag feldúsulása változást idéz elő a fitoplankton közösség minőségi és mennyiségi viszonyaiban. Túlsúlyba kerülnek a cianobaktériumok, amelyek toxikus anyagcseretermékei káros hatással vannak a többi vízi szervezetre. Algavirágzás kezdődik, amely oxigéndeficitet idéz elő, amely a víztérben és az aljazaton élő szervezetek pusztulásán keresztül további tápanyag feldúsulást jelent. Az ammóniumion és a formált szerves nitrogén nagymértékű növekedése együtt erősen eutróf – esetenként hipertróf – vízi környezetet eredményez amely mind a haltermelő rendszerre, mind pedig az elfolyóvizet befogadó természetes vízre veszélyt jelent. A haltermelő medencére főként az oxigén-koncentráció csökkenése miatt, mivel ez egy bizonyos pontot elérve halpusztuláshoz vezet. A befogadó természetes vízre nézve pedig az eutrofizáció által okozott élőhely szerkezeti és minőségi változások miatt. A formált nitrogén (szerves törmelék) környezetre gyakorolt hatásának pontosabb megismerésére, valamint egy erősebb baktériumflóra általi elbontásának lehetőségeire jelenleg is kísérleteket végzünk. Az ammónium-terhelés megszüntetésének több jelenleg is ismert lehetősége van. A lehetőségek alkalmazhatóságát elsődlegesen a kiépítésre kerülő intenzív haltermelő rendszer típusa határozza meg. Továbbá figyelembe kell venni – a nyílt területen létsített rendszereknél – a környezeti viszonyokat. Egy zárt recirkulációs rendszerben – mint például a kísérletben alkalmazott – a z ammónium többletet a bioszűrőn kialakult baktériumflóra bontja le. Ebben az esetben a kádakból kifolyó víz ülepítőkön – ezek a szerves törmelék felfogására szolgálnak – majd bioszűrőn halad át. A bioszűrő nagy felületű anyag – például kerámiagyűrűk, műanyag granulátum vagy rács – amelyen nitrifikáló baktériumok telepszenek meg. A szűrés aktivitásának a nitrifikáció folyamatának oxigénigénye szab határt egyedül, ezért megfelelő intenzitású (kompresszoros vagy oxigénpalackos) levegőztetéssel a rendszer teljes mértékben megköti az ammónium többletet.
A szabadtéri haltermelő tavaknál egyik megoldás a tavi recirkulációs rendszer alkalmazása lehet. Ebben az esetben egymástól elkülönített, de az áramló víz miatt összeköttetésben lévő tavakban különböző fajú halakat nevelünk. A rendszer lehetővé teszi az egyes fajok külön etetését, lehalászását, emellett viszont jelen vannak a tavak hidrobiológiai előnyei (5. ábra).
5. ábra: A tavi recirkuláció vázlatos rajza
Az első leválasztott részben („A”) táppal etetett harcsa termelése folyik, a másodikban („B”) nevelhető ponty (Cyprinus carpio) búzával etetve. A harmadik – legnagyobb területű – részben („C”) ponty illetve busa (Hypophthalmyctis sp.) van, etetés nélkül. A busa, mivel planktonikus táplálkozású ezért a megnövekedett tápanyagmennyiség miatt felszaporodó planktont hasznosítja, ezzel megakadályozva az algavirágzás kialakulását. A rendszer további előnye a halastavak nagy nitrogénretenciós képessége , ami az tápok által bevitt többlet hatásait csökkenti (Gál et al., 2006, Saunders-Kalff, 2001). Ezek alapján elmondható, hogy a tavi recirkuláció alkalmazásának előnye kettős: (1) megköti az elfolyóvíz tápanyagtöbbletét: a Gál és mtsai(2005) által másfél éven keresztül vizsgált rendszerben az extenzív tó a bevitt nitrogén 57,4%-át és a foszfor 72,2%-át kötötte meg (a víz tartózkodási ideje az extenzív halastóban átlagosan 60 nap volt) (2) a tóban extenzív haltermelés is folyik: a tápanyagtöbblet a tavi – természetes vízhez hasonló – nitrogénciklusban hasznosul a táplálékláncba épülve, majd lehalászáskor a
megtermelt, kifogott hallal – gazdasági értékként – kikerül a körfolyamatból Főleg átfolyóvizű rendszereknél jelenthet megoldást a haltermelő tavak és a természetes vízfolyás közé beiktatott mesterséges vizes élőhely („wastewater-wetland”). Ennek az élőhelytípusnak nagy a tápanyag visszatartása (Saunders-Kalff, 2001), ezáltal eredményesen alkalmazható a terhelt, szennyezett elfolyóvizek tisztítására. Ilyen medencék létesítésénél főleg Phragmites, Scirpus és Typha fajokat telepítettek egy kevert aljzattal (salak/mészkő/gránit/tőzeg különböző keverékei) ellátott gödrökbe (Naylor et al., 2003). Az eredmények azt mutatták, hogy egy ilyen mesterséges élőhely képes az elfolyóvíz nitrogén- és foszfortartalmának körülbelül 50%-át megkötni, az aljzaton és határfelületeken megtelepedő baktériumflóra és az oxidált formákat hasznosító makrofiták által (Verhoeren-Meuleman, 1999). A rendszer továbbá hatékonyan távolítja el a vízbe kerülő esetleges mikroszennyezőket és nem kívánatos baktériumfajokat. Ez utóbbi azért előnyös, mivel a nagy halsűrűség miatt nagyobb a fertőzések, exo- és endoparaziták megjelenésének kockázata is, amelyek veszélyt jelenthetnek a befogadó vizek élővilágára nézve. Amennyiben a mesterséges élőhely nincs kitéve nagyobb mértékű bolygatásnak (elhalt növényi részek eltávolítása, medertisztítás), a rendszer ökológiai-természetvédelmi funkciót is elláthat: (1)
megtelepedhetnek itt vizes élőhelyekhez kötött növényfajok, melyek között több
védett illetve veszélyeztetett faj is található valamint produkciójuk további nitrogén- és foszformennyiséget köt meg (2)
élő-, táplálkozó és szaporodóhelyet nyújthat a vízhez kötött állatfajoknak,
amelyek között vannak természetvédelmi szempontból fontosak (például szitakötő-, kétéltű- és hüllőfajok) valamint olyan benthikus gerinctelen (például tegzes lárvák) melyek a szerves üledék eltávolításában részt vesznek, ezzel növelve a rendszer hatékonyságát (3)
ökológiai folyosóként szolgálhat más, természetes vizes élőhelyek között,
elősegítve ezáltal a fajok más élőhelyek közötti terjedését, egyes populációk közötti génkicserélődést Ezen funkció további feltétele a folyamatos vízborítás valamint a megfelelő kiterjedés. A „wastewater-wetland” létesítése továbbá alkalmazható a két korábban tárgyalt rendszer (tavi illetve zárt recirkuláció) esetében is, a tavak valamint halnevelő kádak
leeresztésekor keletkező elfolyóvíz tápanyagtöbbletének felfogására. A kísérletben vizsgált tápok közül a kibocsátási értékek alapján, a rendszer környezeti fenntarthatóságának szempontjából a közepes (40%) fehérjetartalmú bizonyult a legmegfelelőbbnek.
5. Összefoglalás Az általunk lefolytatott kísérletben a lesőharcsa (Silurus glanis) intenzív nevelése során fellépő környezeti terhelését kívántuk modellezni zárt recirkulációs halnevelő rendszerben. A vizsgálat során a különböző kezelési csoportokkal három különböző fehérjetartalmú, növényi alapú haltápot etettünk, majd 72 órán keresztül nyomon követtük a víztérben az oldott szervetlen nitrogénformák mennyiségi viszonyainak alakulását. Továbbá mértük a kádakban jelen levő összes és formált nitrogént is. Eredményeink rámutattak, hogy a három alkalmazott táp különböző mértékben terheli a vízi környezetet. A mért paraméterek közül a terhelés mértékét az ammónium-nitrogén és formált nitrogén (PN) értékei írták le. Az ammónium-nitrogén a halak kiválasztása útján, a formált nitrogén pedig anyagcseretermékként (ürülék) valamint el nem fogyasztott tápként kerül a víztérbe. A formált nitrogén az aljzatban jelenlevő baktériumok által felszabadított ammóniaként további terhelést jelent. A szerves üledék mennyiségének mikrobiális úton való csökkentésére jelenleg is vizsgálatokat végzünk. A vizsgált tápok közül a közepes fehérjetartalmú (40%) bizonyult környezeti fenntarthatóság szempontjából a legkedvezőbbnek. A nitrogén terhelés csökkentésére alkalmazható módszereket elsősorban az intenzív rendszer típusa határozza meg: zárt rendszernél az ammóniumion koncentráció emelkedésével arányosan a levegőztetés fokozása a bioszűrőben, nyílt rendszereknél a tavi recirkuláció illetve a mesterséges vizes élőhely („wastewater-wetland”) létesítése jelenthet megoldást. Kulcsszavak: intenzív haltermelés, lesőharcsa, környezeti terhelés, ammónium-nitrogén, formált nitrogén
5.1. Abstract In our experiment, we attempted to examine the environmental load caused by the intensive rearing of european wels (Silurus glanis) in closed recirculation fish rearing system. We fed three different types of plant protein based fish feed to the previously established groups, then we tracked the quantitative relationships of the dissolved nitrogen forms int the tanks. Foremost we measured the total and particulate nitrogen content of the water. The results showed, that the three fish feed causes various nitrogen load to the aquatic environment. Out of the measured parameters, ammonium- (NH 4+-N) and particulate nitrogen (PN) was the most applicable to describe the volumes of the load. The ammonium-nitrogen gets into the water through the secretion of the fish and the particulate nitrogen comes from the organic detritus (faeces and uneaten feed). The particulate nitrogen later will be transformed into ammonia by the bacterias in the lacustrine underlay, causing further nitrogen-load to the aquatic environment. We pursue further experiments on the microbial reduction of the organic detritus. Out of the three examined fishfeed, the one with medium protein-content (40%) is the most preferable in terms of environmental sustainability. The method of ammonium reduction is specified by the type of the intensive fish rearing system. The solution in closed recirculation systems the intensification of oxigen-supply of the biofilter pro rata to the ammonium concentration. In open intensive rearing systems the establishing of lacustrine recirculation or contruction of wastewaterwetlands can be used with good results Keywords: intensive fish rearing, european wels, environmental load, ammoniumnitrogen, particulate nitrogen
6. Köszönetnyilvánítás A szakdolgozat elkészítése során nyújtott segítségért szeretnék köszönetet mondani konzulensemnek, Dr. Bercsényi Miklósnak, a Pannon Egyetem Georgikon Kar egyetemi tanárának. Szeretnék köszönetet mondani Beliczky Gábornak, társkonzulensemnek, aki a szakdolgozat elkészülésének különböző fázisaiban nyújtott segítséget. Szeretnék köszönetet mondani Havasi Máténak a rendelkezésemre bocsátott szakirodalomért. Szeretnék köszönetet mondani a szarvasi Halászati és Öntözési Kutatóintézet Környezetanalitikai Laboratóriumának a minták spektrofotometriás analízisiéért.
7. Irodalom jegyzék Bergero, D. et al. (2001): A description of ammonium content of output waters from trout farms in relation to stocking density and flow rates , Ecological Engineering 17 pp. 451-455, Elsevier, London Bercsényi Miklós (2010): Az intenzív haltermelő rendszerek, in: Ördög Vince (szerk.): Haltenyésztés, pp. , Egyetemi jegyzet, Keszthely Csizmarik Gábor (2011): Eltérő víztestek üledékeinek vizsgálata, Doktori értekezés, Debrecen Gál D. et. al. (2006): A tógazdasági haltermelés tápanyagforgalmi elemzése és az elfolyóvíz kibocsátás környezeti hatásainak felmérése, Halászat 104 pp. 57-64 Gray, N.F. (2010): Water Technology – An Introduction for environmental scientists and engineers Third Edition, Elsevier, London Felföldi Lajos (1981): A vizek környzettana – Általános hidrobiológia Györe Károly: A harcsa – Silurus glanis, Linnaeus 1758., in: Magyarország természetesvízi halai, www.haki.hu, hozzáférés: 2013. 02. 19. Harka Ákos-Sallai Zoltán (2004.): Magyarország halfaunája, Nimfea Természetvédelmi Egyesület, Szarvas Havasi M. et al. (2012.): Intensive rearing of wels (Siulurus glanis L.) using plant protein based feed, Georgikon for Agriculture 15. pp. 19-31, Georgikon Faculty, University of Pannonia, Keszthely Hancz Csaba (2010): Magyarország haltermelése, in: Ördög Vince (szerk.): Haltenyésztés p. 8, Egyetemi jegyzet, Keszthely Horváth László – Magyary István (2007.): A harcsa jellemzése, in: Hancz Csaba (szerk.): Haltenyésztés, Egyetemi jegyzet, Kaposvár Horváth László – Urbányi Béla (2004.): Tógazdálkodás p. 56, Szakmérnöki jegyzet, Gödöllő Lakatos Gy. - Mölsna, Hannu - Szilágyi Ferenc (2000): Hidrobiológia mérnököknek, Egyetemi jegyzet, Budapest Mongidras, Viktoras – Kusta, Albinas (2006.): Oxygen mass balance in a recirculation aquaculture system for raising European Wels (Silurus glanis L.) , Ekologija 4 pp. 5864., Kaunas
Naylor, S. et al.(2003): Treatment of freshwater fish farm effluent using constructed wetlands: the role of plants and substrate , Water Science and Technology 48 (5) pp. 215-222, IWA Publishing, London Padisák Judit (2005.): Általános limnológia, ELTE Eötvös Kiadó, Budapest Paerl, Hans W. et al. (1998.): Ecosystem responses to internal and watershed organic matter loading: consequences for hypoxia in the eutrophying Neuse River Estuary, North Carolina, USA , in Thayer, G. szerk.: Marine Ecology Progress Series 166 pp. 1725., Inter Research, Oldendorf/Luhe Papp Sándor (2002.): Biogeokémia – körfolyamatok a természetben, Veszprémi Egyetemi Kiadó, Veszprém Pintér Károly (2010.): Magyarország halászata 2009-ben, Halászat 2010/2. pp. 43-49. Rabalais, Nancy N. (2002.): Nitrogen in aquatic ecosystems, AMBIO 31 (2) pp. 102112., Royal Swedish Academy of Sciences, Oslo Saunders, D.L. - Kalff, J. (2001.): Nitrogen retention in wetlands, lakes and rivers, Hydrobilogia 443 pp. 205-212., Kluwer Academic Publishers, Amsterdam Smith, V.H. - Tilman, G.D. - Nekola, J.C. (1999.): Eutrophication: impacts of excess nutrient inputs on freshwater, marine, and terrestrial ecosystems, Environmental Pollution 100 pp. 179-196, Elsevier, London Tello, A. - Corner, R.C. - Telfer, T.C. (2010.): How do land-based trout farms affect stream ecology?, Environmental Pollution 158. pp. 1147-1158., Elsevier, London Thyll Szilárd (2005.): Vízminőség - vízvédelem Thomas, Steven L. - Piedrahita, Raul H. (1998.): Apparent ammonia-nitrogen production rates of white strugeon (Acipenser transmontanus) in commercial aquaculture systems, Aquacultural Engineering 17 pp. 45-55., Elsevier, London Verhoeven, Jos T.A. - Meuleman, Arthur F.M. (1999): Wetlands for waste-water treatment: Opprtunities and limitations
8. Melléklet 6. ábra: A kísérletben alkalmazott recirkulációs halnevelő rendszer vázlatos rajza
„Kontroll” Mintavétel Átl.rel. NH4-N szórás Átl.rel.NO2-N szórás Átl.rel.NO3-N szórás t (h) 1 0,078 0,009 0,011 0,000 7,054 0,249 0 2 0,155 0,027 0,011 0,001 7,090 0,237 6 3 0,225 0,053 0,012 0,003 6,815 0,522 12 4 0,465 0,141 0,017 0,004 7,216 0,212 24 5 0,698 0,194 0,022 0,003 7,306 0,206 36 6 0,909 0,213 0,030 0,006 7,343 0,231 48 7 1,017 0,245 0,041 0,009 7,398 0,280 60 8 1,242 0,200 0,053 0,013 7,489 0,323 72 „33” 1 0,089 0,009 0,011 0,000 6,929 0,326 0 2 0,206 0,039 0,291 0,419 6,568 0,818 6 3 0,443 0,101 0,432 0,619 6,554 0,957 12 4 0,705 0,342 0,254 0,084 6,733 0,346 24 5 0,990 0,400 0,174 0,071 6,894 0,352 36 6 1,406 0,489 0,211 0,057 6,838 0,279 48 7 1,974 0,706 0,246 0,083 6,817 0,190 60 8 2,422 0,849 0,263 0,091 6,851 0,168 72 „40” 1 0,183 0,152 0,011 0,000 6,941 0,061 0 2 0,248 0,033 0,043 0,054 7,012 0,157 6 3 0,559 0,110 0,076 0,057 6,854 0,305 12 4 1,035 0,175 0,194 0,150 6,905 0,343 24 5 1,395 0,287 0,081 0,033 7,068 0,307 36 6 1,594 0,302 0,107 0,036 7,104 0,362 48 7 1,893 0,398 0,128 0,034 7,176 0,388 60 8 2,248 0,278 0,146 0,040 7,265 0,503 72 „49” 1 0,144 0,027 0,012 0,001 7,609 0,473 0 2 0,415 0,150 0,012 0,001 8,110 0,707 6 3 0,718 0,033 0,013 0,002 7,633 0,606 12 4 1,514 0,305 0,075 0,091 7,566 0,408 24 5 1,806 0,243 0,037 0,010 7,709 0,557 36 6 2,137 0,458 0,052 0,014 7,746 0,556 48 7 2,238 0,468 0,079 0,034 7,789 0,625 60 8 2,700 0,897 0,100 0,041 7,860 0,527 72
5. táblázat: A mért adatok átlagainak összefoglaló táblázata
Relatív NO2-N alakulása 0,600 0,500 0,400 49 40 33 K
mg/l
0,300 0,200 0,100 0,000 0
6
12
24
36
48
60
72
idő (h)
7. ábra: A nitrit-nitrogén (NO2-N) alakulása a kísérlet során
Relatív NO3-N alakulása 8,5
8,0
K 33 40 49
7,5
7,0
6,5
6,0 0
6
12
24
36
48
ábra: A nitrát-nitrogén (NO3-N) alakulása a kísérlet során
60
72
8.
9. Ábrák és táblázatok jegyzéke Ábrajegyzék 1. ábra: Az NH4+ és NH3 aránya pH függvényében.......................................................7 2. ábra: Az ammónium-nitrogén alakulása a kísérlet során...........................................16 3. ábra: Az oldott nitrogénformák (DN) mennyiségének alakulása 72 óra után............18 4. ábra: A különböző nitrogénformák mennyiségi viszonyai a kísérlet végén (TN: összes nitrogén; PN: formált nitrogén, DN: oldott nitrogén).....................................................20 5. ábra: A tavi recirkuláció vázlatos rajza......................................................................22 6. ábra: A kísérletben alkalmazott recirkulációs halnevelő rendszer vázlatos rajza......29 7. ábra: A nitrit-nitrogén (NO2-N) alakulása a kísérlet során.......................................31 8. ábra: A nitrát-nitrogén (NO3-N) alakulása a kísérlet során......................................31
Táblázatjegyzék 1. táblázat: A kezelési csoportok......................................................................................12 2. táblázat: Fizikai-kémiai paraméterek az előkísérlet során (készült: GNU PSPP 0.7.9.) .........................................................................................................................................13 3. táblázat: A vizsgálatban alkalmazott tápok takarmányanalízise..................................16 4. táblázat: A kibocsátott NH4-N eltérése a Bergero és mtsai (2001) által meghatározott határértékektől.................................................................................................................17 5. táblázat: A mért adatok átlagainak összefoglaló táblázata...........................................30
