Intenzív haltermelő telep elfolyóvizének kezelése létesített vizes élőhelyi rendszerekben

Intenzív haltermelő telep elfolyóvizének kezelése létesített vizes élőhelyi rendszerekben Doktori (PhD) értekezés Kerepeczki Éva

Debreceni Egyetem Debrecen, 2006

Ezen értekezést a Debreceni Egyetem TTK Környezettudományok Doktori Iskola Vízi környezetvédelem programja keretében készítettem a Debreceni Egyetem TTK doktori (PhD) fokozatának elnyerése céljából. Debrecen, 2006. február 17. Kerepeczki Éva doktorjelölt

Tanúsítom, hogy Kerepeczki Éva doktorjelölt 2000- 2006 között a fent megnevezett Doktori Iskola Vízi környezetvédelem programjának keretében irányításommal végezte munkáját. Az értekezésben foglalt eredményekhez a jelölt önálló alkotó tevékenységével meghatározóan hozzájárult. Az értekezés elfogadását javasolom. Debrecen, 2006. február 17. Dr. Lakatos Gyula témavezető

Tartalomjegyzék

1. Bevezetés, célkitűzések ...................................................................................................5 2. Irodalmi áttekintés .........................................................................................................8 2.1. Létesített vizes élőhelyek ............................................................................................10 2.2. Vízkezelés tavakban....................................................................................................10 2.2.1. Vízkezelő halastavak ...............................................................................................11 2.2.2. Vízinövényes tó ........................................................................................................13 2.3. Tápanyag-eltávolítási folyamatok a létesített vizes élőhelyeken ................................15 2.4. A hazai intenzív haltenyésztés jellemzése ...................................................................19 2.5. Az intenzív akvakultúra elfolyóvizének kezelési lehetőségei.......................................20 3. Anyag és módszer .........................................................................................................22 3.1. Kezelendő víz jellemzése ............................................................................................22 3.2. Mintavételi terület leírása ..........................................................................................24 3.3. Mintavételi és vizsgálati módszerek ...........................................................................27 3.4. Értékelési módszerek ..................................................................................................29 4. Eredmények és értékelésük ..........................................................................................31 4.1. Vízkémiai eredmények ................................................................................................31 4.1.1. Az elfolyóvíz összetétele ..........................................................................................31 4.1.2. A vízkezelő rendszer tavainak vízminősége és tápanyagtartalma ...........................35 4.1.2.1. pH.........................................................................................................................35 4.1.2.2. Fajlagos elektromos vezetőképesség ....................................................................36 4.1.2.3. Oldott oxigén ........................................................................................................39 4.1.2.4. Szervetlen kötésű nitrogénformák ........................................................................40 4.1.2.5. Szerves kötésű nitrogén és összes nitrogén ..........................................................45 4.1.2.6. Foszforformák ......................................................................................................49 4.1.2.7. Kémiai oxigénigény ..............................................................................................54 4.1.2.8. Biokémiai oxigénigény .........................................................................................55 4.1.2.9. Lebegőanyagok ....................................................................................................55 4.1.2.10. Klorofill-a...........................................................................................................60

4.2. Az üledék tápanyagtartalma .......................................................................................60 4.3. Tisztítási hatékonyság ................................................................................................64 4.4. Tápanyagmérleg.........................................................................................................75 4.4.1. Halbiomassza ..........................................................................................................77 4.5. Ökonómiai számítások ...............................................................................................78 4.6. A kísérleti vízkezelő rendszer gyakorlati alkalmazása ...............................................79 5. Összefoglalás ................................................................................................................81 6. Summary.......................................................................................................................87 7. Köszönetnyilvánítás ......................................................................................................93 8. Irodalomjegyzék ...........................................................................................................94 Függelék..........................................................................................................................101

1. Bevezetés, célkitűzések Napjainkban egyre fontosabb kérdés a még meglévő természeti értékeink védelme és fenntartása. Hazánkban különösen a vizes élőhelyek száma csökkent jelentősen a mezőgazdasági művelésbe bevont területek kiterjesztésével. Ez a folyamat elvezetett a természetközeli élőhelyek olyan mértékű zsugorodásához, hogy hatékony természetvédelmi és környezetvédelmi intézkedésekre van szükség megmaradásuk érdekében. A még meglévő élőhelyeket a mezőgazdasági tevékenységből származó tápanyag-kibocsátás is veszélyezteti, tehát szükség van a természeti környezetbe kerülő tápanyagterhelés csökkentésére, lehetőleg olyan módszerekkel, melyek környezetbarát módon előzik meg a szennyezést és a degradációt. A létesített vizes élőhelyek – korlátozott mértékben a természetes vizes élőhelyek is – hatékonynak bizonyultak a különböző forrásból származó szennyvizek és használt vizek tisztításában. A vizes élőhelyekre intenzívebb biológiai aktivitás jellemző, mint a legtöbb más életközösségre, ezért a szennyezőanyagokat is képesek ártalmatlanítani és a biológiai produkció számára szükséges és felvehető tápanyagformákká alakítani. Az átalakítási folyamatok a nap- és a szélenergia, a talaj adottságainak és az élőlények működésének hasznosításával mennek végbe. A szennyezés csökkentése a vizes élőhelyek esetében viszonylag alacsony építési költséggel és kevés beton műtárgy kialakításával megvalósítható. A létesített vizes élőhelyeknek a fenntartása és működtetése a legolcsóbb szennyvízkezelési technológiák egyike. Mivel természetes és megújuló energiaforrások hasznosulnak a vizes élőhelyi rendszerekben, minimális fosszilis energiahordozóra és vegyszerre van szükség (KADLEC és KNIGHT, 1996). A létesített vizes élőhelyek további előnye, hogy jól illeszkednek a természeti környezetbe, valamint élőhelyet és szaporodóhelyet biztosítanak a visszaszorulóban lévő vízi szervezeteknek. A mezőgazdaság, az ipar és a lakosság által használt víz különböző anyagokkal szennyeződik. Ezek a szennyezőanyagok károsítják a természeti környezetet, ugyanakkor jelentős részük biológiailag lebontható és újrahasznosítható. A profit növelése érdekében minden termelési ágazatban megfigyelhető a technológiák intenzívebbé válása, és ez jellemző a haltermelésre is. Magyarországon az utóbbi tizenöt évben kezdtek elterjedni az intenzív átfolyóvizes, medencés haltermelő telepek, de hazánkban a rendszerek elfolyóvizének kezelése teljes mértékben még nem szabályozott és nem megoldott. Az intenzív haltermelő rendszerek elfolyóvizének a környezetre terhelést jelentő szerves anyag és tápanyagtartalma nagymértékben függ az alkalmazott technológiától és a rendszerben termelt halfajtól. Az elfolyóvíz szennyezőanyag tartalma növekszik a termelés intenzitásával, azaz a magasabb népesítési sűrűséggel, és a felhasznált haltakarmány fehérjetartalmának növekedésével. A legnagyobb mértékű szerves anyag és tápanyagterhelés az intenzív, átfolyóvizes tavi és medencés haltermelő telepek esetében jelentkezik, amelyekben teljes értékű, nagy fehérjetartalmú mesterséges tápokat használnak a halak takarmányozására, és nagyarányú vízcserével biztosítják a megfelelő vízminőséget a medencékben. Az intenzív haltermelő 5

telepek elfolyóvizének szerves anyag-tartalma, a szerves és a szervetlen nitrogén és foszfor vegyületek, a lebegőanyagok, a vegyszerek, az antibiotikumok és más gyógyszerek hasonló terhelést jelentenek a környezetre, mint a kommunális vagy az egyéb mezőgazdasági eredetű szennyvizek. Mivel az átfolyóvizes haltermelő rendszerek nagy mennyiségű vizet igényelnek, a kibocsátott elfolyóvíz térfogata is jelentős, a környezetre terhelést jelentő tápanyagok egy részére a viszonylag alacsony, más részükre nagy koncentráció jellemző az elfolyóvízben. Ezek az adottságok együttesen megnehezítik az elfolyóvíz kezelését, az oldott és formált tápanyagok megfelelő hatásfokú eltávolítását. Kevés olyan kutatási program valósul meg Magyarországon, mely egy agrárágazati kutatóhelyen, alapvetően termeléstechnológia-fejlesztési alapon szünbiológiai és környezetvédelmi célokat is magába foglal. Bár a Halászati és Öntözési Kutatóintézetben – volt Haltenyésztési Kutató Intézet és egykori Magyar Királyi Halélettani és Szennyvíztisztító Kísérleti Állomás –, jogelődjeit is figyelembe véve, immár 100 éve folynak a halászatfejlesztési kutatások mellett hidrobiológiai vizsgálatok is, hiszen felismerték a haltermelés vízi környezettel való szoros összekapcsolódását. A sokéves tapasztalat alapot teremtett ahhoz, hogy a mai kor kihívásaira választ adó kutatási projektet valósítsunk meg. Az eddig kevéssé vizsgált, újonnan kialakított intenzív haltermelő technológia elfolyóvizének kezelését tűztük ki célul, a víztisztításra hasznosítható létesített vizes élőhelyek és halastavak összekapcsolásával kialakított rendszerben. Számos nemzetközi és néhány hazai példa bizonyítja, hogy a természetes és létesített vizes élőhelyek alkalmasak a szennyvizek és elfolyóvizek tápanyagtartalmának hatékony csökkentésére (SZILÁGYI, 1996; LAKATOS, 1998a; SZABÓ et al., 2001; VYMAZAL, 2001; LAKATOS, 2004). Ázsiában több ezer éves hagyománya van az integrált rendszereknek, amelyek a kibocsátott, feleslegessé vált tápanyagokat hasznosítják egy kapcsolt rendszerben, és így extraprofitot állítanak elő (CHANG, 1987; NACA, 1989; LIU és CAI, 1998). Észak-Amerikában és Európában sikerrel alkalmazzák a vízinövényes rendszereket természetes élőhelyek rehabilitációjában és különböző típusú szennyvizek kezelésében (KADLEC és KNIGHT, 1996; VERHOEVEN és MEULEMAN, 1999; KNIGHT et al., 2000). A vizes élőhelyek előnyös tulajdonságai és a kedvező nemzetközi tapasztalatok ellenére, Magyarországon csak igen kis számú telep építésére került sor, melyeknek csak egy része üzemel. Jellemzően drágább és intenzívebb eleveniszapos vagy csepegtetőtestes szennyvíztisztítási technológiák beruházására látunk példákat, gyakorlatilag a támogatási rendszer sajátosságai miatt ma hazánkban az önkormányzatoknak nem éri meg olcsó és hatékony technológiákat telepíteni (SOMLYÓDY, 2002). A létesített vizes élőhelyek felhasználása, ha lehet, a mezőgazdasági eredetű folyékony hulladékok és melléktermékek kezelésében még kevésbé elterjedt, melynek fő oka a tisztítási technológia ismertségének hiánya.

6

A létesített vizes élőhelyek működésének és hatékonyságának megismerése érdekében a Halászati és Öntözési Kutatóintézetben egy olyan kombinált rendszert dolgoztunk ki, amely alkalmas lehet az intenzív, átfolyóvizes haltermelő telepek elfolyóvizének kezelésére. Egy hároméves kutatási program keretében lehetőségünk nyílt a tápanyagmérlegek, a vízminőség változásának, a haltermelés paramétereinek és a vízi szervezeteknek a párhuzamos vizsgálatára. Természetesen a disszertáció keretei nem teszik lehetővé minden terület bemutatását, elsősorban a vízminőség alakulásának és a vízkezelés hatékonyságának tárgyalására fogok dolgozatomban kitérni. Kutatómunkám célja az intenzív haltermelő telepeken keletkező elfolyóvíz halastavakban és vízinövényes tavakban történő tisztítási és hasznosítási lehetőségének vizsgálata és az eredmények alapján a gyakorlatban alkalmazható vízkezelési eljárás kidolgozása. Munkám során a célkitűzéseim a következők voltak:  egy intenzív medencés, afrikai harcsát termelő telep által kibocsátott elfolyóvíz minőségének és tápanyagtartalmának heti, illetve kétheti gyakoriságú vizsgálata a 2001, 2002 és 2003 években;  a vízkezelésre használt halastavak és vízinövényes tavak vízminőségének, valamint a tavak üledékében található tápanyagok mennyiségének folyamatos vizsgálata a hároméves kísérleti periódus alatt;  a vízkezelő rendszer tisztítási hatékonyságának, illetve a halastavak és vízinövényes tavak szerepének megállapítása a haltermelő telep elfolyóvizének kezelése során;  a halastavakból és vízinövényes tavakból álló rendszer tápanyagmérlegének összeállítása;  a halbiomasszába beépített és újrahasznosított tápanyagok mennyiségének becslése;  a vízkezelő rendszer létesítésének és működésének ökonómiai értékelése;  a kísérleti rendszer tesztelése során kapott eredmények és nyert tapasztalatok alapján a gyakorlatban (üzemi méretekben) is alkalmazható technológiai javaslatok kidolgozása.

7

2.

Irodalmi áttekintés

Alig ötven évvel ezelőtt GOPAL (2003) szerint a „vizes élőhely” (wetland) fogalom a tudomány számára még ismeretlen volt, használata akkor terjedt el, amikor az Amerikai Egyesült Államokban elkezdődött a vízimadarak élőhelyeinek felmérése. Kevesebb, mint húsz év múlva a vizes élőhelyek már nemzetközi egyezmény tárgyát képezték (CARP, 1972) és a legfontosabb védelemre és megőrzésre érdemes élőhelytípussá váltak. A veszélyeztetett vízimadár-populációk megőrzésén túl, a vizes élőhelyek tápanyagok megkötésére is alkalmasak. A természetes vizes élőhelyek degradációjának megelőzése érdekében mesterségesen létrehozott vizes élőhelyeket kezdtek használni a különböző típusú szennyvizek kezelésére (SPIELES és MITSCH, 2000). A létesített vizes élőhelyek (constructed wetlands) iránt egyre szélesebb körben érdeklődnek mind a kutatók, mind a felhasználók. Az utóbbi 30-40 évben számos kézikönyv több kiadása jelent meg a vizes élőhelyekkel kapcsolatos ismeretekről (MITSCH és GOSSELINK, 1993; REED et al., 1995; KADLEC és KNIGHT, 1996; KEDDY, 2000), valamint konferenciák anyagát bemutató kötetek láttak napvilágot (HAMMER, 1989; VYMAZAL, 1998; VYMAZAL, 2001; MANDER és JENSSEN, 2002; VYMAZAL, 2003), és napjainkban már külön tudományterületként tartják számon a vizes élőhely kutatást, mely rendkívül dinamikusan fejlődik (LAKATOS, 1998b). Mivel a vizes élőhelyek felhasználása igen ígéretes a szennyvíztisztításban, a témában megjelenő publikációk száma is nagy, ezért dolgozatom irodalmi áttekintés részében csupán az általam vizsgált létesített vizes élőhely típusok ismertetésére fogok részletesen kitérni: a halastavakkal és vízinövényes tavakkal kapcsolatos fontosabb szakmai közleményeket mutatom be, különös tekintettel a használt víz és szennyvízkezelés terén elért eredményekre. Kitérek a vizes élőhelyeken a tápanyagok feldolgozásában és visszatartásában szerepet játszó folyamatokra, valamint bemutatom az intenzív akvakultúra elfolyóvizének jellegzetességeit és kezelési lehetőségeit. A vizes élőhelyek iránt mutatott széleskörű érdeklődésnek köszönhetően igen nagyszámú definíció született, mely megpróbálja tömören meghatározni, mit is értünk a vizes élőhely fogalmán. A legtöbb szerző saját vizsgálati objektumához igazodva definálja a vizes élőhelyek jellemzőit, valamint azért is nehéz feladat egyértelműen meghatározni a vizes élőhely fogalmát, mert igen sokrétű az előfordulásuk, ökoton élőhelyek révén rendkívül változatos hidromorfológiai képet mutathatnak. Átmenetet képeznek a szárazföldi és a vízi ökoszisztémák között, olyan élőhelyek, melyeket nem sorolhatunk egyértelműen egyik kategóriába sem (HAMMER és BASTIAN, 1989). MITSCH és GOSSELINK (1993) könyvükben számos definíciót ismertettek, és arra a következtetésre jutottak, hogy tulajdonképpen nincs általánosan elfogadott, minden vizes élőhelyre kiterjedő meghatározás. Az egyik legismertebb a Ramsari Egyezmény által megfogalmazott vizes élőhely fogalom, mely szerint vizes élőhelynek nevezzük azokat a területeket, ahol a természeti környezet és az ahhoz tartozó növény- és állatvilág számára a víz az elsődleges meghatározó tényező. Ahol a talajvíz szintje a felszín közelében van, vagy ahol a talaj 8

időszakosan vagy állandóan vízréteggel borított. Világméretű megállapodás lévén az egyezmény meglehetősen széleskörű megfogalmazást alkalmaz a vizes területek meghatározására, mely a következő: „mocsarak, lápok és tőzeglápok, vagy vízi élőhelyek, melyek lehetnek természetesek, mesterségesek, ideiglenesek és állandóak, folyó- vagy állóvizek, édesvizűek, félsósak (brakkvíz) vagy sósak, ide értve azokat a tengeri területeket is, melyek mélysége nem haladja meg a hat métert apály idején.” Ugyanakkor a vizes területek „magukba foglalhatják a parti, tengerparti részeket közvetlenül a vizes élőhely területe mellett, valamint a szigeteket és apály idején a hat méternél mélyebb tengervíz testeket is, melyek a vizes élőhely területén belül vannak”. A vizes élőhelyeket általában öt fő csoportba sorolják:  tengeri élőhelyek (partvidéki vizes területek tengerparti lagúnákkal, továbbá sziklás partok és korallszirtek);  deltákhoz kapcsolódó élőhelyek (delták, árapály mocsarak és mangrove mocsarak);  tavi élőhelyek (tavakhoz kapcsolódó vizes területek);  folyómenti élőhelyek (vízfolyások mentén);  mocsári élőhelyek (mocsarak, lápok és náddal borított fertők). Külön csoportot alkotnak az ember által létrehozott vizes élőhelyek, melyek közé  a hal-, kagyló- vagy garnélarák-nevelő tavak és tengerparti területek (akvakultúrák),  mezőgazdasági tavak, öntözött mezőgazdasági területek, sólepárlók,  víztározók, bányatavak,  szennyvízkezelő tavak és csatornák tartoznak. A meghatározások általában tartalmazzák a vizes élőhelyek fő összetevőit:  a víz jelenléte meghatározó a felszínen vagy a gyökérzónában,  sajátos talajadottságok, melyek különböznek a környezetükben található talaj jellemző tulajdonságaitól,  olyan növényzet található a vizes élőhelyeken, mely alkalmazkodott a víz jelenlétéhez, nincsenek jelen elárasztást nem tűrő növények (MITSCH és GOSSELINK, 1993). A legszélesebb körben elfogadott definíciók egyike az USA vizes élőhelyeinek és mély víztereinek rendszerezéséről készült munka keretében, több éves előkészítés után született: „A vizes élőhelyek átmeneti területek a szárazföldi és a vízi rendszerek között, ahol a vízszint rendszerint a felszínen vagy a felszín közelében van, vagy sekély víz borítja a területet. Legalább egy vagy több jellemző érvényes az alábbiak közül a vizes élőhelyekre: (1) legalább időszakosan a területen túlnyomórészt vízinövények élnek, (2) túlnyomórészt az alzat vízzel elárasztott, (3) üledékes alzat megléte, mely minden évben a vegetációs periódus egy részében vízzel telített vagy vízzel borított (COWARDIN et al., 1979). A vizes élőhelyeken a parti tájék aránya a meghatározó a nyíltvízi régióval szemben, valamint jellemző, hogy a parti tájék vízinövényzettel borított része (litorális fitál) túlsúlyban van a planktonikus életformával jellemezhető résszel szemben (LAKATOS, 1998b).

9

2.1. Létesített vizes élőhelyek A létesített vizes élőhelyek (constructed wetlands) csoportosításánál az egyik meghatározó elv, hogy a vízszint a talajfelszín alatt vagy felett található. Ez alapján két nagy csoportot különíthetünk el: a szilárd hordozójú és a vizes rendszereket (ZIRSCHKY et al., 1990). A szilárd hordozójú szennyvíztisztítási eljárások közé tartozik a szennyvíz szikkasztás, a szennyvíz öntözés, a talajszűrés vagy a homokszűrés, a gyors infiltráció, és a gyökérzónás tisztítás. A módszer lényege, hogy a földmedencében szilárd hordozóra vízi-mocsári növényeket telepítenek. Ezeknél a rendszereknél az üzemi vízszint a felszín alatt van, a tisztítást a hordozón megtelepedett baktériumok végzik. A különbség az eljárásoknál abból adódik, hogy a tisztításban részt vesznek-e makrofiták, illetve mekkora lehet a fajlagos terhelés. A vizes rendszerekhez soroljuk a csörgedeztetéses rendszert, a stabilizációs tavakat, a lagúnás szennyvíztisztítást, az úszó vagy lebegő vízinövényes szennyvíztisztítást és a nádastavat. Ezeknél a tisztítási típusoknál az üzemi vízszint a felszín felett van, és a szennyvíztisztítás folyamatában részt vesznek a vízinövények is. 2.2. Vízkezelés tavakban A tavakban történő szennyvíztisztítás évszázadok óta ismert és a világ minden táján alkalmazott eljárás, manapság elsősorban a fejlődő országokban elterjedt a használatuk (KIVAISI, 2001). A vízkezelés földmedrű medencékben zajlik, a vízfelszín nyílt, a tavak széles kapacitástartományban használhatóak, tisztítási hatékonyságuk a tartózkodási időtől és a terület nagyságától függ. A terület nagy kiterjedése miatt a szigetelés nehezen oldható meg, de ahol a talaj agyagtartalma magas, nem áll fenn a talajvíz szennyeződésének veszélye, más adottságok mellett is a talaj pórusai hamar eltömődnek, s ez meggátolja a szennyezőanyagok szivárgását a mélyebb talajrétegekbe. A tavas víztisztítás esetén általában több sorba kapcsolt tavat alkalmaznak, melyek lehetnek anaerob (stabilizációs tó), fakultatív vagy aerob tavak. Az aerob tavak általában harmadlagos kezelésre készülnek, elsődleges feladatuk a patogének és a megmaradt tápanyagok eltávolítása (MAYNARD et al., 1999). A szennyvíz tisztítására létesített tavak célja Európában általában a biológiailag tisztított szennyvíz utótisztítása, és ilyenkor a rendszer állhat algás-, halas- és nádas tóegységekből. Ezekben az egységekben tovább folytatódik a természetes tisztulás, mely egyfelől környezetbarát, másfelől számos élőlény számára nyújt élőhelyet, búvóhelyet, vagy csak táplálkozási lehetőséget (LAKATOS et al., 1997).

10

2.2.1. Vízkezelő halastavak Az akvakultúrás létesített vizes élőhelyekhez főként a halastavak és a ráktenyésztésre használt tavak tartoznak, amelyekre sajátos hidrobiológiai folyamatok a jellemzőek. Ezeken a vizes élőhelyeken az elsődleges cél a hal, illetve a rák minél intenzívebb és gazdaságosabb termelése. A vízkezelésre alkalmas lehet a félintenzív tógazdasági gyakorlat, amely a természetes és a takarmányhozam kombinációján alapul. Alapelve, hogy a tóban a trágyázás hatására nagyobb mennyiségben termelődő, magas fehérjetartalmú, teljes biológiai értékű természetes táplálék és a nagy energiatartalmú, növényi eredetű takarmányok egymást kiegészítve, a tenyésztett halfajok igényeit biztosítsák (HANCZ, 2000). A halastótrágyázás egyik változata amikor a halastavakat mezőgazdasági eredetű, illetve biológiailag már tisztított szennyvizek elhelyezésére használják. A halastavak alkalmasak szennyvízkezelő technológiák kialakítására, mivel a táplálékláncukon keresztül az elfolyóvíz jelentős mennyiségű nitrogén-, foszfor- és szervesanyag-tartalma hasznosítható a tavi haltermelésben (PONYI és BÍRÓ, 1975a, 1975b, 1975c; ELEKES, 1983; KOVÁCS és OLÁH, 1984; OLÁH, 1986b, GÁL et al., 2003). A tógazdasági halastavakban a szennyvizek elhelyezése, mint tótrágyázási technológia, a természetes hozam fokozása érdekében a hagyományos halastavi technológia mellett történik (DONÁSZY, 1958; WOYNÁROVICH, 1959c, 1982; KOVÁCS et al., 1979; EGERSZEGI, 1982; KÖRMENDI, 1984a, 1984b, 2004). A halastavak terhelését, a szennyvíz tóba juttatásának módját, tartózkodási idejét, valamint más technológiai lépéseket úgy kell kialakítani, hogy a tavak vízminősége a haltermelés számára kritikus határértékeket ne haladja meg (DONÁSZY, 1965). A tó és életközössége akkor képes feldolgozni a beadagolt szerves anyagot, ha az adagolás üteme azonos a felhasználás ütemével (SCHROEDER, 1974; MOAV et al., 1977). Ezért a gyakorlatban legeredményesebbnek a napi reggeli kijuttatást tartják (WOYNÁROVICH, 1991). A halastóban a szennyvíz elkeveredése, alapvető technológiai feltétel, mert a pontszerű bevezetés a bejuttatás helyén poliszaprób viszonyokat alakíthat ki (DONÁSZY, 1965). WOYNÁROVICH (1959a, 1959b) 1:3-5 arányú hígítóvíz alkalmazását javasolja kommunális szennyvíz halastóba történő bevezetésekor. A halastavak mesterséges levegőztetés nélkül átlagosan 25-30 kg ha-1 nap-1 KOICrs terhelést képesek feldolgozni (KOVÁCS et al., 1979). Az OVH Műszaki Irányelvei (MI10.419-82) alapján hígítóvíz alkalmazása nélkül a halastavakba naponta bevezethető szennyvíz mennyisége 20 kg ha-1 BOI5 terhelés, háromszoros hígítás esetén 65 kg ha-1. BÍRÓ (1995) szerint szintén 65 kg BOI5 ha-1 nap-1 szerves anyag mennyiség helyezhető el halastavakban.

11

Hagyományos népesítésű, takarmányozott halastavakban EGERSZEGI (1982) elsődlegesen és másodlagosan kezelt szennyvíz bevezetésekor 80-90 %-os nitrogén és foszfor, illetve 40-60 %-os KOI eltávolítást közölt. Takarmányozás nélkül 80-90 % BOI5, 60-70 % KOICr és 80-90 % nitrogén és foszfor eltávolítási hatásfok érhető el (KOVÁCS et al., 1979; KOVÁCS és OLÁH, 1984). Az optimális trágyázás az a legnagyobb mennyiségű trágya, amely a hal növekedési sebességét károsan nem érintő környezeti hatás nélkül bevihető és hasznosítható a tóban. A csak állati eredetű szervestrágyát felhasználó, takarmányt nem alkalmazó tavi kísérletek szerint az optimális trágyázás 5-6 gC m-2 nap-1. A halhozamok együtt emelkednek a trágyadózisokkal 5 g C m-2nap-1 értékig (OLÁH, 1986a). A trágyázott, illetve a szennyvízkezelő halastavak népesítése alacsony táplálkozási szinten lévő halfajokkal történik. GHOSH et al. (1999) egy hollandiai kísérletben fehér busával és ponttyal népesítette a sorba kapcsolt szennyvízkezelő halastavakat. BRUNE et al. (2003) hatékony eszköznek tartja a tilápiát az algatömeg csökkentésére. TURKER et al. (2003) szerint a fehér busa és a nílusi tilápia egyaránt képes az algatömeg kiszűrésére, de a tilápia hatékonyabban szűrte az egysejtű zöldalgákat. A fehér busa 8-100 m-es tartományban fitoplanktont fogyaszt, a leggyakoribb táplálékszervezetei 17-50 m méretűek, a pettyes busa 17-3000 mikronos zoo-, fitoplanktont és detritusz szemcséket képes kiszűrni, de leginkább 50-100 m-es nagyságú táplálékot fogyaszt (CREMER és SMITHERMAN, 1975). A tilápiák bentikus gerincteleneket és detritusz fogyasztanak, de képesek az 5 mes táplálékszervezetek kiszűrésére is (BEVERIDGE et al., 1991). MADDOX és KINGSLEY (1989) olyan rendszert mutattak be közleményükben, melyben halastavakat és növényekkel beültetett homokágyakat használtak sertés hígtrágya kezelésére. A halastavakba fehér busát, pettyes busát és tilápiát (Tilapia nilotica) telepítettek, összesen 35.000 db ha-1 (600-650 kg ha-1) sűrűségben. A homokágyakban vízigesztenyét (Eleocharis dulcis) termesztettek. Tisztítási hatékonyságot a homokágyakra adtak meg, mivel a sertéstrágyát leginkább a halas egység trágyázására használták, és a homokágyakban tisztították a halastó vizét. A vegetációs periódusban a kémiai oxigénigényre 69 %-os, a biokémiai oxigénigényre 75 %-os, a lebegőanyagra 82 %-os, a Kjeldahl nitrogénre 66 %-os, az összes foszforra 66 %-os eltávolitási hatékonyságot közöltek. A növények megnövelték az eltávolítás hatásfokát, az összes nitrogén 15 %-át és a foszfor 10 % -át vették fel a növények. Halastavak és vizes élőhelyek összekapcsolásával kialakított integrált vízkezelő rendszerről számol be COSTA-PIERCE (1998), amelyben harmadlagosan kezelt kommunális szennyvíz utótisztítása folyt és elsődleges funkciója a szervetlen kötésű nitrogénformák eltávolítása volt, másodlagosan a szennyvízzel kibocsátott tápanyagok hasznosítása volt a cél. A halastavakban polikultúrában tilápiahibridet (Oreochromis mossambicus x O. ureolepis hornorum), pontyot (Cyprinus carpio), fogaspontyot (Gambusia affinis) és vörös mocsári rákot (Procambarus clarkii) telepítettek. A halastavakban vízijácintot (Eichhornia crassipes) és kínai vízi spenótot (Ipomea aquatica) 12

is termesztettek. A vízinövényes tóban gyékény, békalencse és vízijácint alkotta a növényzetet. A rendszer a víztérfogat 20 %-át kitevő szennyvizet fogadott be hetente. A nitrogén eltávolításáról közölt adatok szerint a hatékonyság 97%-os volt. Az integrált vízkezelő rendszer létesítésének célja a kibocsátott szennyvíz és a benne lévő felesleges és potenciálisan szennyező tápanyagok értékes halhússá vagy kultúrnövénnyé való transzformálása lehetőleg megújuló energiaforrások felhasználásával. 2.2.2. Vízinövényes tavak A vízinövényes tavakban a makrofiták fontos szerepet játszanak a vízkezelésben, a tápanyagok felvételén túl, változatos élőhelyet biztosítanak a többi élőlény számára és alzatot képeznek a rögzült életmódú élőbevonatot alkotó szervezeteknek, valamint döntő jelentőségűek a talajszerkezet kialakításában és fenntartásában is. A táplálékláncban, hálózatban betöltött szerepük elsősorban nem táplálékforrásként van, hanem pusztulásuk után, mint detritusz, a bentonikus életmódú állatok fogyasztása révén hasznosulnak, vagy a lebontást végző mikrobiális élőlények számára szolgálnak szubsztrátként. A vízinövényes tavakban az üzemi vízszint a talaj felett van, a vízmélység 10 és 50 cm között változik. A tisztulási folyamat jelentősebb része a víztérben folyik és nem a talajban, természetesen a víz-üledék határfázis fontos szerepet játszik a tavak működésében. A vízinövényes tavakat jellemzően a víztisztítás harmadik lépcsőjeként szokták használni, stabilizációs tavak vagy eleveniszapos biológiai kezelés után. A vízinövényes tavak növényzetét alkothatja jellemzően emerz, úszólevéllel rendelkező vagy szubmerz növényállomány. Kísérleti rendszerünkben emerz növényzet volt az uralkodó, ezért ezt a típust mutatom be. Az általam használt vízinövényes tó fogalma alatt főként emerz, részben szubmerz állományú, nyílt vízfelszínű vizes élőhely (surface flow wetland) értendő. A nemzetközi és hazai irodalomban használt nádastó (reed bed) elnevezés áll legközelebb ehhez a vizes élőhely típushoz, a fogalmat azért bővítettem vízinövényes tóvá, mivel az egyik tavunkban a gyékény fajok voltak dominánsak (Typha latifolia és T. angustifolia), míg a másik tóban a közönséges nád (Phragmites australis) uralta nádas alakult ki az évek során. A nádastóban a vízi növényzetet leggyakrabban a víz felszíne fölé emelkedő, az üledékben gyökerező nád és emerz növényzet alkotja. A nádon (Phragmites australis) kívül mindkét gyékényfaj (Typha latifolia és T. angustifolia), a tavi káka (Schoenoplectus lacustris) és többek között a nagy harmatkása (Glyceria maxima) is tagja vagy állománystruktúrát meghatározó eleme lehet. A nádas általában kevés növényfajjal jellemezhető homogén állomány. A vízből kiemelkedő növények a víz alatti részeiken megtelepedő élőbevonattal együtt fontos biofilter szerepet töltenek be a természetes, de különösen a létesített vizes élőhelyek működésében. (LAKATOS, 1998a.)

13

RADOUX et al. (2003) közleménye Marokkóban nyers lakossági szennyvíz tisztítását vizsgálatát mutatta be egy háromfokozatú, különböző egységekből álló rendszerben, és megállapította az általa vízinek (tavas), mocsárnak (nád, gyékény) és szárazföldinek (Salix purpurea, Arundo donax) nevezett rendszerek tisztítási hatékonyságát. Megjegyezzük, hogy gyakorlatilag mindegyik rendszer beletartozik az általunk használt vizes élőhely fogalmába. A lebegőanyagok, a BOI5, a KOI és az összes nitrogén eltávolításban a nádas, gyékényes állományok a harmadik fokozatban csökkentették az EU szabvány által előírt szintre a szennyezőanyagokat, míg a „szárazföldi” rendszerekben kezelt víz már a második egységben teljesítette a határértékeket. Az első tisztítási fokozatban a stabilizációs tó nem csökkentette jelentősen a KOI (25 %) és az összes nitrogén (2 %) koncentrációját, a foszfor mennyisége még növekedett is a tóban, viszont a lebegőanyagok koncentrációja 43 és a BOI5 44 %-kal csökkent. A második fokozatban a vízinövényes tavak a lebegőanyagok mennyisége 45-53 %-kal, a BOI5 55-57 %-kal, KOI 37, az összes nitrogén 20-42 az összes foszfor 1-9 %-kal csökkent. A szárazföldi rendszerek, ahol a vízszint a gyökérzónában volt nagyobb hatékonyságúnak bizonyultak: a lebegőanyagok mennyisége 71-91 %-kal, a BOI5 86-94 %-kal, KOI 84-89, az összes nitrogén 69-85 az összes foszfor 72-97 %-kal volt kisebb áthaladva a vizes élőhelyeken. A növényzet jelenléte megnövelte a tápanyagok eltávolításának mértékét, különösen az Arundo-állomány nitrogén és foszformegkötő képessége volt kiemelkedően magas (97 %). A harmadik fokozatban az előző szinthez hasonló százalékos csökkenést figyeltek meg az egyes élőhelytípusokban, a nádastó (66 %) nitrogén-eltávolítása magasabb volt, mint a második fokozatban.

14

2.3. Tápanyag-eltávolítási folyamatok a létesített vizes élőhelyeken A létesített vizes élőhelyek képesek számos szennyezőanyagot eltávolítani, vagy mennyiségüket csökkenteni, így a biokémiai oxigénigényt, a lebegőanyagokat, a nitrogént, a foszfort, a nyomelemeket, a szerves mikroszennyezőket és a patogéneket. Az eltávolítás különböző folyamatok során valósul meg: kiülepedés, szűrés, kémiai kicsapás és adszorpció, mikrobiológiai folyamatok és a növények felvétele (WATSON et al., 1989) (1. táblázat). 1. táblázat. A szennyezőanyagok eltávolításában szerepet játszó folyamatok a vizes élőhelyeken (WATSON et al., 1989) Folyamat Fizikai Kiülepedés

Szűrés

Adszorpció Kémiai Csapadékképződés Adszorpció Lebomlás Biológiai Mikrobiális anyagcsere (bioszintézis és katabolizmus)

Szennyezőanyag

Leírás

1. Kiülepíthető lebegőanyagok 2. Kolloid részecskék *BOI5, nitrogén, foszfor, nehézfémek, nehezen bomló szerves anyagok, baktériumok, vírusok 2. Kiülepíthető lebegőanyagok, kolloid részecskék

A gravitáció hatására a formált részecskék (és a hozzájuk kötődő más szennyezőanyagok) kiülepednek a mederfenékre.

2. Kolloid részecskék 1. Foszfor, nehézfémek 1. Foszfor, nehézfémek 2. Nehezen bomló szerves anyagok 1. Nehezen bomló szerves anyagok 1. Kolloid részecskék, BOI5, nitrogén, nehezen bomló szerves anyagok, nehézfémek

Növények felvétele

2. Nitrogén, foszfor, nehézfémek, nehezen bomló szerves anyagok

Természetes pusztulás

1. Baktrériumok, vírusok

A részecskék mechanikusan kiszűrődnek, amikor a víz áthalad az alzatot képező szubsztráton, a gyökérzeten vagy a halakon. Részecskék közötti kölcsönhatás (van der Waals kötés) érvényesül Csapadékképzés vagy koprecipitáció eredményeként oldhatatlan vegyületek keletkeznek. Adszorpció a szubsztrát vagy a növények felszínén Kevésbé stabil vegyületek lebomlása vagy átalakulása UV sugárzás, oxidáció vagy redukció hatására Eltávolítás a vízben, az üledék felszínén és a növényeken lévő baktériumok által. Bakteriális nitrifikáció/denitrifikáció. A fémek mikrobák általi oxidációja. Megfelelő körülmények és jelentősebb mennyiség esetén a növények felveszik az ionos állpotba került szennyezőanyagokat. Mikroorganizmusok pusztulása a kedvezőtlen körülmények miatt.

1: elsődleges eltávolítási folyamat, 2. másodlagos eltávolítási folyamat, *más anyagok eltávolításához kapcsolódó folyamat 15

A lebegőanyagok eltávolításában mind a gyökérzónás, mind a tavas vízkezelő rendszerek hatékonynak bizonyultak, WATSON et al. (1989) a biokémiai oxigénigényhez hasonló 60-96 %-os eltávolítási hatékonyságról számolnak be észak-amerikai létesített vizes élőhelyek adatait összegezve. A formált anyagok nagy része a befolyót követő első néhány méteren kiülepszik a vizes élőhelyeken uralkodó lassú áramlási viszonyok miatt. Az üledék kiemelt jelentőséggel bír a sekély vízmélységű és növényzettel borított vizes élőhelyek életében. Az üledékben, de különösen annak felszínén lejátszódó fizikai (adszorpció, deszorpció) és kémiai folyamatok (hidrolízis, ioncsere, koaguláció, komplexképzés) hatással vannak a felette lévő sekély vízoszlop kémiai állapotára, ezen belül is a tápanyag-ellátottságára. Az említett abiotikus folyamatokkal szimultán lejátszódó biológiai, különösen mikrobiológiai lépések szintén kiemelt fontosságúak. Az oxigén az üledékbe jutva meghatározó szerepű a vizes élőhely tápanyag transzformációjában. Az oxigén vagy diffúzióval kerül be a levegőből a víztömegbe, vagy az algák, illetve a szubmerz növények, a mocsári növények és az epifitikus fitotekton tagjai fotoszintézis révén termelik (KISS et al., 2004). Mint ismert, a mocsári növények képesek az oxigén szállítására a leveleken és az aerenchimatikus szöveteiken át a rizoszférába. Ez a tulajdonságuk biztosítja, hogy az anaerob körülmények során felhalmozódó kémiai toxinok (H2S, szerves savak, nehézfémek) hatását tompítsák. A vizes élőhelyeken a nitrogén szerves, ill. szervetlen formában lehet jelen, de általában a szerves frakció túlsúlya jellemző. A szerves kötésű nitrogén ammóniumionná mineralizálódik az üledékben (ammonifikáció), mely a redukált (anaerob) rétegben stabil és az üledékben adszorbeálódhat vagy a növényi szervezetek és mikróbák asszimilálhatják. A vékony oxigenált réteg kiemelkedő fontosságú a nitrogénformák átalakulásában, mivel oxigén jelenlétében a kemolitotróf baktériumok az ammóniumiont – nitritionon keresztül – nitrátionná oxidálják (nitrifikáció). Az ammóniumion kiürülése a felső aerob üledékrétegből az ammónium felfelé irányuló diffúzióját váltja ki a koncentráció grádiens mentén (FAULKNER és RICHARDSON, 1989). Az üledék reszuszpenziója esetén a vízoszlopban lévő ammónium adszorbeálódhat az üledék részecskékhez, de könnyen deszorbeálódhat is, ekkor visszakerül a vízoszlopba, és hozzáférhető lesz az algák és a nitrifikáló baktériumok számára. Az aktív fotoszintézis alatt a vízoszlop lúgossá váló pH-ja (pH>8) kiváltja az ammónium (NH4+) gáz halmazállapotú ammóniává (NH3) való átalakulását, amely a levegőbe távozhat (volatilizáció). A nitrifikációt, mint aerob folyamatot általában a felvehető oxigén szabályozza vagy maga az ammóniumion ellátottság. Mivel a nitrifikáció függ a hőmérséklettől, jelentős évszakos különbség figyelhető meg az ammónium oxidációs folyamatában. A nitrát könnyen redukálódik az üledék anaerob rétegében, asszimilációs vagy denitrifikációs folyamatokban, melyek csökkentik a nitrát nitrogén koncentrációját és így a redukált fázis irányába mutató diffúziót idéznek elő. A denitrifikáció számára kedvezőek a feltételek a

16

vizes élőhelyeken, elegendő oldott szerves anyag jelenlétében akár 95 %-nál nagyobb nitrát eltávolítás is végbemehet (WATSON et al., 1989). A makrofitákkal telepített vizes élőhelyeken a növények gyökérzónájában található gyökér-üledék határfázis szintén aerob mikrokörnyezetet jelent, mely közvetlenül az anaerob zóna mellett található. A mocsári növények gyökérzetén keresztül távozó oxigén mennyiség 100 és 400 mgO2 m-2 h-1 lehet MOOREHEAD és REDDY (1988 cit. in FAULKNER és RICHARDSON, 1989) szerint. Így a makrofita növényzet a gyökérzónában a nitrifikációhoz kapcsolódó denitrifikációra alkalmas környezetet biztosít. A nitrogén eltávolítás hatékonysága függ a telepített növényfajtól is, WATSON et al. (1989) által bemutatott kaliforniai kísérlet eredményei alapján egy kákafaj (Scirpus validus) ültetése esetén 97 %, nád esetében 78 %, gyékény használatakor 28 %, míg növényzet nélkül 11 % volt a nitrogéneltávolítás. Az eltérés a gyökérzet lehatolásának mélységével áll összefüggésben. A makrofiton – az algák mellett – a nitrát felvételével és a növényi szövetekbe történő asszimilációjával szerepet játszhat a nitrogén kivonásában. A vizes élőhelyeken tehát a nitrogén eltávolításban részt vevő fő folyamatok a denitrifikáció, a volatilizáció és a szivárgással távozó veszteség, valamint kiülepedés betemetődés a nehezen lebomló szerves anyagban és a növények nitrogénfelvétele (VYMAZAL, 2001). A növények által felvett és az asszimiláció folyamán beépített nitrogén a növények pusztulása után visszakerül az üledék felszínére, és onnan a vízoszlopba juthat, tehát csak átmenetileg csökkenti a szervetlen nitrogén mennyiségét. Ez alól kivételt képeznek az olyan vizes élőhelyek, amelyekben megvalósítható a növényzet – például békalencse, vízijácint – rendszeres eltávolítása. A vizes élőhelyek megfelelő kezelése, a víz optimális tartózkodási idejének megválasztása növelheti a nitrogén eltávolításának hatékonyságát (SPIELES és MITSCH, 2000). A denitrifikációt az ásványi talajokban korlátozza a könnyen hozzáférhető szerves szén hiánya, így a nitrogéneltávolítás az újonnan létesített vizes élőhelyek esetében fokozható szerves szén hozzáadásával, amíg nem keletkezik elegendő szerves anyag a rendszerben. A nitrát limitált elérhetősége, melyet az oxigénhiány idéz elő, szintén csökkentheti a denitrifikáció mértékét, ezt aerob és anaerob körülmények párhuzamos kialakításával küszöbölhető ki (FAULKNER és RICHARDSON, 1989). A vizes élőhelyeken a foszfor szerves vagy szervetlen formában lehet jelen, amelyből a szervetlen forma a mobilisabb, és potenciálisan az üledékből a vízoszlopba juthat. Eltérően a nitrogéntől és széntől, a foszfor nem távozhat el az anyagcsere folyamatokban a vizes élőhelyekből, mivel nincs a foszfornak jelentősebb gáz halmazállapotú vesztesége (pl. foszfin gáz), ezért a foszforra jellemző, hogy az adott rendszerben (mély víztérben, sekély víztérben és a vizes élőhelyeken) akkumulálódik. A vizes élőhelyek üledéke a foszfort tekintve forrásként vagy csapdaként működhet, attól függően, hogy a felette levő vízoszlop áramló vizére milyen foszfor ellátottság jellemző. Tehát a foszforformák adott mennyiségei visszamaradhatnak, vagy felszabadulhatnak az 17

üledékből, és a végbemenő lépések nagymértékben függnek a vízoszlop foszforkoncentrációja mellett azoktól a biogeokémiai folyamatoktól is, amelyek az üledékben játszódnak le. Ezek a folyamatok magukban foglalják az adszorpciót/deszorpciót, a csapadékképzést, a szerves foszfor ásványosítását és a foszfor diffúzióját az üledékből a felette levő vízoszlopba vagy ellentétes irányba (VYMAZAL, 2001). A vizes élőhelyek foszformegkötő folyamatai az üledékben játszódnak le. A foszforvisszatartás mértéke jelentősen függ a vizes élőhelyek üledékének fiziko-kémiai sajátosságaitól: a redoxpotenciáltól, a pH-tól a vas, az alumínium és a kalciumionok jelenlététől és az üledék foszfortartalmától. Ha a befolyó víz a szervetlen formájú foszfort jelentősen nagyobb koncentrációban tartalmazza, mint a vizes élőhely üledékének intersticiális vize, akkor a vasionok, az alumínium-oxidok és -hidroxidok, valamint a kalcium-karbonát révén megkötődhet vagy csapadék formájában kiválhat. A növényzet és a mikrobák foszforfelvétele a víztérből történő foszforeltávolítás rövidtávú és szezonálisan korlátozott mechanizmusa. A vízoszlopban az algák és a mikroorganizmusok könnyen fel tudják venni a hozzáférhető foszfát-foszfort, majd pusztulásuk után a sejtek az üledék felszínére rakódnak le. A detrituszban kötött foszfor, a mikrobiális lebontás során könnyen felszabadul és bejut a vízoszlopba. FAULKNER és RICHARDSON (1989) megállapítják, hogy a vizes élőhelyek foszfor feldolgozó kapacitása kisebb, mint a szárazföldi rendszereké, az eltávolítás hatásfoka nagyban függ a terhelés mértékétől. Ha a terhelés kisebb, mint 5,0 g m-2 év-1, az eltávolítás hatékonysága 65-95 % között változik, de 30-40 %-ra csökken, ha 10-15 g m-2 év-1 mennyiségnél több foszfort juttatnak be a rendszerbe. Ráadásul a folyamatos foszforterhelés – alacsonyabb fajlagos terhelés esetén is – nagymértékű foszforleadáshoz vezethet és jelentősen csökkenti a hatásfokot 4-5 év után.

18

2.4. A hazai intenzív medencés halnevelés jellemzése Az első recirkulációs halnevelő rendszert 1951-ben építették Japánban, amelyben pontytenyésztést folytattak (BARDACH et al., 1972). Ezt követően Észak-Amerikában és Európában létesítettek angolnatelepeket, majd pisztráng és lazac termelésére fejlesztettek ki hidegvizes rendszereket. A Haltenyésztési Kutató Intézet munkatársai Magyarországon, de Európában is, gyakorlatilag elsőként dolgozták ki és valósították meg az 1970-es években üzemi méretű melegvízi, recirkulációs halnevelés technológiáját (CSÁVÁS és VÁRADI, 1980). A geotermikus energia felhasználásával üzemeltetett, 300 m3 össztérfogatú létesítményben a tógazdasági fajlagos hozamok több százszorosa érhető el, igen kis vízfelhasználás mellett. A rendszer további előnye, hogy az iparszerű állattartó telepektől eltérően – zárt rendszerű üzemeltetés esetén – a környezetbe kibocsátott szervesanyag-terhelés is minimális szinten tartható. A recirkulációs rendszert 1974-ben állították üzembe, s azóta számos halfaj – tok-, harcsa- és tilápiafélék – termelési technológiáját dolgozták ki. Meg kell említenünk azonban, hogy az intenzív haltenyésztés hazánkban általában nem teljes vízvisszaforgatással történik, főként átfolyóvizes telepeket üzemeltetnek és a használt vizet kibocsátják valamely mesterséges vagy természetes vízfolyásba. Hazánk természeti adottságai, különösen a geotermikus energiaforrások, igen kedvezőek a melegvizes intenzív haltermelés számára, ahol az év folyamán állandó hőmérsékletet kell biztosítani. Hazánkban az 1980-as évek végén épültek melegvizes intenzív rendszerek az angolna, az afrikai harcsa és a tokfélék termelésére. A hazai intenzív haltermelés ma már a belföldi édesvízi haltermelés 6-7 %-át teszi ki, és jelentősége egyre nő. Mivel az intenzív haltermelő rendszerekben a területigényt az átfolyó víz nagyobb mennyisége helyettesíti, a területegységre vetített lehalászott halmennyiség lényegesen nagyobb, mint a halastavi rendszerben. Az átfolyóvizes haltermelő rendszereket RUTTKAY (1992) a szuperintenzív rendszerek közé sorolta. Az 2. táblázat tartalmazza a különböző halfajok térfogategységre számított lehalászható mennyiségét, levegőztetett, meleg átfolyóvizes rendszerekben. 2. táblázat. Az intenzív haltermelő rendszerekben tartható különböző halfajok mennyisége Halfaj Afrikai harcsa (Clarias gariepinus) Szürke harcsa (Silurus glanis) Tokfélék (Acipenseridae) Tilápia (Tilapia sp.)

19

Mennyiség (kg m-3) 300 100 60 50

2.5. Az intenzív akvakultúra elfolyóvizének kezelési lehetőségei Az intenzív iparszerű haltermelés terjedésével nőtt a haltermelő telepek által kibocsátott terhelt elfolyóvíz mennyisége. Az intenzív halnevelő telepek elfolyóvizét a befogadó vízfolyásokhoz képest viszonylag nagy mennyiség, és általában az egyéb szennyvizekhez képest a potenciális szennyezőanyagok alacsony koncentrációja jellemzi KESTEMONT (1995) szerint. A fő és gyakran egyedüli tápanyag-felhalmozódást a környezetben a haltáp maradványok és a szerves és szervetlen anyagcsere melléktermékek okozzák (MIRES, 1995; LIN et al., 2005). Intenzív akvakultúrás termelésből származó elfolyóvizek vizes élőhelyeken történő kezelésére találunk néhány példát az irodalomban. Létesített vizes élőhelyek hatékonyan távolították el a formált és oldott formában lévő tápanyagokat egyaránt csatorna harcsa és garnélanevelő telepek elfolyóvizéből (SCHWARTZ és BOYD, 1995; GHATE et al., 1997; LIN et al., 2002; TILLEY et al., 2002; LIN et al., 2005). Csatorna harcsa nevelő farm vízminőségének javítására két tóból álló sorba kapcsolt vizes élőhely rendszert alkalmaztak (SCHWARTZ és BOYD, 1995). A halnevelő telep elfolyóvize a 3. táblázatban megadott vízkémiai paraméterértékekkel rendelkezett, valamint itt szerepel a vizes élőhely tisztítási hatékonysága is. 3. táblázat. Egy csatorna harcsa telep tisztított elfolyóvizében mért koncentráció- és a vízkezelésre alkalmazott vizes élőhely tisztítási hatékonyságának értékei (SCHWARTZ és BOYD, 1995) paraméter ammónium nitrogén nitrit nitrogén nitrát nitrogén Kjeldahl nitrogén összes foszfor BOI5 lebegőanyag

koncentráció (mg L1) 0,337 0,041 0,543 1,61 0,162 5,61 34,5

tisztítási hatékonyság 71,2 % 43,9 % 52,7 % 45,3 % 68,5 % 36,9 % 75,3 %

Vizes élőhelyi rendszer egy garnélafarm elfolyóvizéből az összes foszfor 31, a szerves lebegőanyag 65 és a szervetlen lebegőanyag 76 %-át távolította el (TILLEY et al., 2002). Egy másik garnélanevelő telep esetében a nevelőmedencékhez kapcsolt tisztítóegység, amely egy nyílt vízfelületű vizes élőhely és egy kavicságyas szűrő kombinációjából állt, folyamatos vízforgatás mellett az összes lebegőanyag 55-66 %-át, a BOI5 37-54 %-át, az ammónium nitrogén 64-66 %-át és a nitrit nitrogén 83-94 %-át távolította el, 1,57-1,95szeres napi vízcsere mellett (LIN et al., 2005).

20

Az intenzív halnevelésből származó elfolyóvizek kezelésére extenzív halastavakat is alkalmaznak. Ez esetben a terhelt elfolyóvízből származó tápanyagok a halastavi táplálékláncba belépve egy újabb tavi haltermelési folyamatban hasznosulhatnak. Az így kezelt víz az intenzív haltermelési ciklusban akár újból felhasználható (DIAB et al., 1992; GÁL et al., 2003). Intenzív akvakultúrához kapcsolt algás vízkezelő rendszerek használatára szintén van példa (HAMMOUDA et al., 1995; CROMAR et al., 1996; DUMAS et al., 1998; BRUNE et al., 2003). Néhány az akvakultúrához integrált algás vízkezelő rendszer esetében a vízkezelő részben képződő alga és baktérium biomassza közvetlen haltakarmány forrásul is szolgál (AVNIMELECH, 1999; AZIM, 2001; TURKER et al, 2003).

21

3. Anyag és módszer 3.1. Kezelendő víz jellemzése A Szarvason működő intenzív halnevelő telepet, melynek elfolyóvizét a kísérleteinkben kezeltük, MÜLLER (2004) dolgozata alapján mutatjuk be. Az intenzív, átfolyóvizes rendszerű halnevelő telepet 1988-89 években építette egy norvég-magyar vegyes vállalat (Magnor Kft.), melyet a Szarvas-Fish Kft. tulajdonosai 1994-ben vásároltak meg. A telep területe 3690 m2, melyen hat 40 m3 és öt 120 m3 térfogatú körmedence, valamint két 150 m3, két 20 m3 és két 10 m3 térfogatú betonmedence található, azaz összesen a termelő medencék hasznos térfogata 1200 m3. A medencék vízellátását 4 mélyfúrású kút biztosítja. A kutakból két külön-külön üzemeltethető vízkörön keresztül jut a víz a medencékbe, így 17 és 35 oC között bármilyen hőmérsékletű vízből, két különböző hőmérsékletű vizet lehet egyidejűleg beereszteni a termelő medencékbe. A medencékből szivornyán keresztül jut a használt víz a drénhálózatba, melyből egy ülepítő medence beiktatásával a víz egy lecsapoló csatornán keresztül, más elfolyóvízzel keveredve jut a Holt-Körösbe. A telepen afrikai harcsa termelése folyik, mely a tenyészhaltartás, halkeltetés, halnevelés, halfeldolgozás folyamatát követve feldolgozott halként kerül a piacra. A telep évi termelése 250-300 tonna között változik. Az ivadékok roppantott harcsatápot kapnak, ahol 8-10 g egyedsúlyig a takarmány-együttható (FCR): 0,6-0,8 kg kg-1, 10-200 g egyedsúly között 0,8-0,9 kg kg-1, 1000 g egyedi átlagtömegig 1-1,1 kg kg-1között és 1000 g felett 1,2-1,5 kg kg-1 között változik. A telepen átlagosan az 1 kg hal előállítására felhasznált takarmány mennyisége 1,15-1,25 kg között alakul. 4. táblázat. A halnevelő telepen alkalmazott táp összetétele (Harcsa nevelőtáp, HALTÁP Kft.) összetevő % szárazanyag 88,0 nyersfehérje 47,2 nitrogén 7,6* nyerszsir 10,0 nyersrost 1,3 lizin 2,7 metionin 1,0 metionin+cisztin 1,8 kalcium 3,6 foszfor 2,1 nátrium 0,5 * 16% nitrogéntartalommal számolva a fehérjében

22

Az intenzív, átfolyóvizes rendszerekben teljes értékű, nagy fehérjetartalmú mesterséges tápokat használnak a halak takarmányozására (4. táblázat), a megfelelő vízminőséget folyamatos cserével biztosítják. A lecserélt vízzel nagy mennyiségű el nem fogyasztott takarmány, ürülék, egyéb szerves anyag, a technológia során használt vegyszer, esetleg antibiotikum távozik. Ezért az intenzív haltermelő telepek elfolyóvizének szervesanyagtartalma, és a jelenlévő szerves és a szervetlen kötésű nitrogén- és foszforvegyületek mennyisége jelentős (5. táblázat). A nagy térfogat és a víz összetétele megnehezíti az elfolyóvíz kezelését, az oldott és formált állapotú tápanyagok megfelelő hatásfokú eltávolítását. 5. táblázat. A harcsatelep elfolyóvizének közelítő összetétele a hároméves adatok átlaga alapján koncentráció kibocsátás paraméter (mg L1) (kg t-1hal)* 28,0 kémiai oxigénigény (MnS) 19,2  5,87 3,5 nitrát nitrogén 0,242  0,133 0,7 nitrit nitrogén 0,048  0,023 7,2 ammónium nitrogén 4,95  3,23 7,8 ásványi nitrogén 5,33  3,24 7,6 szerves kötésű nitrogén 5,21  3,46 15,6 összes nitrogén 10,7  2,34 4,5 ortofoszfát foszfor 3,11  1,25 4,8 összes foszfor 3,29  1,93 95,6 összes lebegőanyag 65,5  30,8 65,1 szerves lebegőanyag 44,6  22,5 * 1200 m3 nap-1 elfolyóvízzel és 300 t éves haltömeggel számolva

23

3.2. Mintavételi terület leírása A halastavakból és vízinövényes tavakból álló kísérleti rendszer (1. ábra) kialakítása a Halászati és Öntözési Kutatóintézet központi telepének négy halastavából történt 2000ben. A tavak a Szarvas-Fish Kft. afrikai harcsát előállító intenzív medencés telepének közelében helyezkednek el, így könnyen megoldható volt az elfolyóvíz rávezetése a halastavakra. A rendszer két halastóból és két vízinövényes tóból állt, a tavak alapterülete egyenként 2500 m2, a halastavak vízmélysége átlagosan 1,2 m, víztérfogatuk egyenként mintegy 3000 m3 volt, a két vízinövényes tó területe szintén 2500 m2, az átlagos vízmélység 0,5 m volt az évek során.

A

1. halastó

2. halastó

2. vízinövényes tó

1. vízinövényes tó

B

1. ábra. A kísérleti rendszer vázlatos rajza (A: elfolyóvíz bevezetésének helye, B: a rendszer kifolyója, a nyilak a víz áramlási irányát jelzik, vízmintavételi hely, üledékmintavételi hely) 24

A tavak lineárisan voltak összekapcsolva egymással, a rendszer kifolyása a negyedik tó végén volt, a vízáramlást a gravitáció szabályozta. A bevezetett víz tartózkodási ideje a rendszerben kb. 30 nap volt, az átfolyást és az oxigénpótlást hígító víz adagolásával biztosítottuk. A harcsatelep elfolyóvizét csővezetéken keresztül közvetlenül az 1. halastóra szivattyúztuk. A víz adagolása a nappali időszakban, egyenletesen elosztva másfél órás periódusokban történt hét alkalommal, éjszaka háromszor félórás működést iktattunk be, így a szivattyú összesen napi 12 órát üzemelt. Takarmányozás és tápanyagbevitel más forrásból nem történt. 2002 és 2003 években az oxigénhiány pótlására mesterséges levegőztetést alkalmaztunk. A Szarvas-Fish Kft. termálvizes kutakból táplált intenzív haltermelő telepének a napi kibocsátott vízmennyisége a folyamatos vízátvezetés miatt közel 1200 m3. Elsődlegesen a víz feldolgozható ammónium és szerves anyag koncentrációja korlátozta a halastavakra vezethető vízmennyiséget, mivel – előzetes feltevésünk szerint – az összes nitrogén koncentráció jelentős része az ammóniumból származott, amely toxikus szabad ammóniává alakulhat, illetve a szerves anyag bakteriális bontása oxigénhiányhoz vezethet a halastavakban. Az afrikai harcsát termelő intenzív telepről kibocsátott elfolyóvíz tápanyagtartalmának (szerves anyag, ammónia, összes nitrogén, összes foszfor) előzetes vizsgálati adatainak és korábbi halastavi trágyázási kutatások eredményeinek összevetésével kiszámítottuk a kísérleti egységre biztonságosan rávezethető elfolyóvíz napi mennyiségét. A számításokhoz felhasznált, a kísérleti rendszerben 150 nap alatt optimálisan feldolgozható tápanyagterhelési adatok a következők voltak: 6.000 kg ha -1 szerves anyag, 150 kg ha-1 összes nitrogén és 20 kg ha-1 összes foszfor. Számításaink szerint a kísérleti rendszerben biztonságosan feldolgozható elfolyóvíz mennyiségét (250300 m3 nap-1) elsősorban az összes nitrogén, illetve azon belül az ammónia, másodsorban a szerves anyag terhelés várható mértéke határozta meg. A tavak feltöltésére minden évben tavasszal került sor, az időjárási körülményeknek megfelelően, ehhez a Holt-Körösből származó tározott vizet használtunk, ezt követően a tápanyagbevitelhez megkezdtük a kezelendő szennyvíz rávezetését a tavakra, majd megtörtént a halak telepítése. A tavakat novemberben halásztuk le, a tavak vizét leengedtük 2001-ben és 2002-ben, míg 2003-ban a tavakban tartottuk a vizet és vizsgáltuk a rendszer működését a téli időszakban is. Az elfolyóvíz tápanyagtartalmának csökkentése érdekében alakítottuk ki a különböző népesítési paramétereket a kísérleti évek folyamán. 2001-ben a két polikultúrás halastó népesítése vegyes korosztályú halállománnyal történt, melynek nagy részét a szűrő táplálkozású fehér busa (Hypophtalmichtys molitrix) (70 %) tette ki, és jelentős volt az üledékben táplálkozó ponty (Cyprinus carpio) aránya is (30 %). A következő évben amurral (Chtenopharygodon idella) egészítettük ki a polikultúrát a nagy mennyiségben elszaporodó békalencse visszaszorítása érdekében. 25

6. táblázat. A halastavak telepítési paraméterei 2001-ben

egyedszám (db) átlagtömeg (kg) népesítési (db ha-1) sűrűség (kg ha-1)

busa 3.550 0,09 14.200 1.280

1. halastó ponty 450 0,28 1.800 512

busa 1.770 0,09 7.080 640

2. halastó ponty 300 0,28 1.200 344

Az 6. táblázatban adtuk meg a 2001. év népesítési adatait. A két tó egyedsűrűsége eltérő volt, az első tóba kihelyezett állomány a busa tömegét és egyedszámát tekintve kétszerese volt a második tó telepítési sűrűségének, a ponty kihelyezési tömege és darabszáma egyharmad résszel haladta meg a 2. halastóba telepített mennyiséget. 2002-ben a halfajok aránya busa-ponty-amur polikulturában 66,5 %, 25 % és 8,5 % volt, a két tóba azonos sűrűségben telepítettük ki a halakat (7. táblázat). Ebben az évben az előző évhez képest magasabb egyedszámot helyeztünk ki, feltételezve a nagyobb mértékű tápanyaghasznosítást. 7. táblázat. A halastavak telepítési paraméterei 2002-ben

egyedszám (db) átlagtömeg (kg) népesítési (db ha-1) sűrűség (kg ha-1)

busa 6107 0,064 24.428 1588

1. halastó ponty amur 681 830 0,220 0,060 2724 3320 600 200

busa 6107 0,064 24.428 1588

2. halastó ponty amur 681 830 0,220 0,060 2724 3320 600 200

Mivel nem növekedett a népesítési sűrűséggel arányosan a halba beépített tápanyagok mennyisége, és inkább a túlnépesítés jelei mutatkoztak, 2003-ban csökkentettük a kitelepített mennyiséget, a polikultúra összetételén és százalékos arányán nem változtattunk (8. táblázat). 8. táblázat. A halastavak telepítési paraméterei 2003-ban

egyedszám (db) átlagtömeg (kg) népesítési (db ha-1) sűrűség (kg ha-1)

busa 577 0,26 2308 600

1. halastó ponty amur 410 350 0,35 0,08 1640 1400 75 112

busa 865 0,26 3460 900

2. halastó ponty amur 641 500 0,35 0,08 2564 2000 440 200

A vízinövényes tavak vegetációja a halastavak művelésének néhány éves elmaradása során alakult ki, a tavak felújítása után az 1. vízinövényes tóban nád (Phragmites australis) dominancia, a 2. vízinövényes tóban sűrű gyékényállomány (Typha latifolia és T. angustifolia) fejlődött ki, nyár végére a nyílt vízfelületet békalencse (Lemna spp.) borította. 26

3.3. Mintavételi és vizsgálati módszerek A vízminőség változásának és a víz tápanyagtartalmának nyomon követésére rendszeres helyszíni és laboratóriumi vizsgálatokat végeztünk a kísérleti tórendszerben. Minden tóegység kifolyó műtárgyánál a vízoszlop három rétegében (felszín, vízközép, alzat) hordozható vízanalizátorral (HORIBA U-10) és oxigénmérővel (WTW OXI 92) heti gyakorisággal, délelőtt 9 és 10 óra között mértük a következő paramétereket: vízhőmérséklet, pH, vezetőképesség, százalékos oxigén telítettség, oxigénkoncentráció. A laboratóriumi tápanyagtartalom vizsgálatokhoz ugyancsak hetente egy alkalommal, délelőtt 9 és 10 óra között vettünk vízmintákat. Az 1. és 2. halastó, valamint az 1. vízinövényes tó kifolyó műtárgyánál vertikális oszlopmintavevővel a teljes vízoszlopot mintáztuk (JANURIK, 1985), a tisztítandó elfolyóvízből az 1. halastó befolyójából (közvetlenül a befolyó cső végén), a kezelt vízből a 2. vízinövényes tó túlfolyó műtárgyánál a kifolyó vízből átlagmintákat vettünk. A vízmintavételezések alkalmával összegyűjtött vízmintákat tartósítás nélkül a lehető leghamarabb az intézet vízkémiai laboratóriumába szállítottuk. A laboratóriumban a vízminták túlnyomórészt azonnal feldolgozásra kerültek, esetenként a feldolgozásig a vízmintákat +4 ˚C hőmérsékletre hűtöttük, de a tárolási idő ez esetben sem lépte túl a 6 órát. A feldolgozás során, mintaelőkészítésként a vízminták oldott és formált (partikulált, szesztonikus) alkotórészeit szűréssel szétválasztottuk és ezután a szűrt és szűretlen mintákkal párhuzamosan dolgoztunk. A szűretlen, felrázott mintákban az összes, a szűrt mintákban az oldott frakciókat (formákat) határoztuk meg, míg a formált alkotórészek mennyiségét a szűretlen és szűrt mintákban mért értékek különbségeként, számítással nyertük. A vízminták szűrését Sartorius gyártmányú vákuum szűrőberendezésben 50 mm átmérőjű és 0.45 μm pórusátmérőjű cellulóz-acetát membránszűrőlapot alkalmazva végeztük, a szűrlet elejét minden esetben elöntöttük. Külön-külön szűréssel határoztuk meg a vízminták lebegőanyag-tartalmát, a lebegőanyag szerves és szervetlen hányadát. A lebegőanyag meghatározásához Whatman gyártmányú GF/C típusú 50 mm átmérőjű és kb. 1,2 μm pórusátmérőjű üvegrost membránfiltert alkalmaztunk, mivel az üvegrost szűrőlapok közül a lebegőanyag szerves hányadának méréséhez szükséges izzítás során – szerves anyag=izzítási veszteség – ennél a típusnál tapasztaltuk a legkisebb tömegcsökkenést és zsugorodást. A lebegőanyag tartalom, illetve a szerves anyag hányad meghatározást a kb. 15 perc alatt leszűrhető vízminta (50-300 ml) szűrésével, 103±2 oC hőmérsékleten való szárítással, illetve 500±5 C hőmérsékleten való izzítással végeztük. Az összes nitrogén és az összes foszfor mérésén túlmenően eredeti, szűretlen vízmintákból határoztuk meg a víz vezetőképességét, pH-értékét és permanganátos kémiai oxigénigényét (KOIsMn), valamint a vízminták ötnapos biokémiai oxigénigényét (BOI 5). A permanganátos kémiai oxigénigényt 50 ml szűretlen vízmintának, 2 ml 1:3 hígítású kénsav hozzáadása mellett, 10 ml 0,01N kálium-permanganát oldattal pontosan 10 percig 27

tartó forralásával az el nem fogyott kálium-permanganát 10 ml 0,01 N oxálsavval való elreagáltatásával és a maradék oxálsavnak melegen történő 0,01 N kálium-permanganát oldattal való visszatitrálásával határoztuk meg. A forraláshoz üvegtölcsérkével lefedett szűknyakú 150 ml-es Erlenmeyer-lombikot és elektromos főzőlapot használtunk, kénsavat 2 ml-es buktató adagolóval, a 10-10 ml-es oldatrészleteket bürettával mértük. A nitrogénformákat (ammónium-, nitrit-, nitrátion) és az oldott reaktív foszfort szűrt vízmintából spektrofotometriás eljárásokkal határoztuk meg. Az abszorbanciákat SPEKOL-11 típusú spektrofotométerrel, 1 cm-es küvettákban mértük. Az ammóniumionN mérésére 25 ml mintában, pufferolt közegben a nátrium-fenolátos-nátrium-hipokloritos indofenolkék reakción alapuló módszert alkalmaztuk, az abszorbanciát 30 perces reakcióidő után 630 nm hullámhosszon mértük. A módszer az ammóniumion és a molekuláris, ún. szabad ammónia összegét méri, melyből az ionos és szabad ammónia hányad a pH-érték és a hőmérséklet ismeretében számítható. A nitrition-nitrogén mérését 50 ml mintából Gries-Ilosvay reagenssel, szulfanilsavas-αnaftil-aminnal lejátszódó diazotálásos reakcióval végeztük. A reakcióidő 15 perc volt, az abszorbanciát 520 nm hullámhosszon 40 percen belül mértük. A nitrátion-nitrogén nátrium-szalicilátos módszerrel, 10 ml mintának, vagy nagyobb nátrium koncentráció esetén arányosan kevesebbnek, nátrium-szalicilát oldattal való bepárlásával, a száraz maradék koncentrált kénsavval való felvételével, az oldat átlúgosításával és a kialakuló sárga színű nitro-szalicilát fotometrálásával határoztuk meg. A reakcióidő 20 perc volt, az abszorbanciát 40 percen belül, 410 nm hullámhosszon mértük. Az összes szervetlen nitrogén (ásványi nitrogén, mineralizált nitrogén) mennyiségét az ammóniumion, nitrition- és a nitrátion-nitrogén összegzésével, számítással határoztuk meg. Az oldott reaktív foszfor (ortofoszfátion-foszfor) mennyiségét foszfor-molibdénkékes reakcióval 10 ml mintából határoztuk meg, keverékreagens alkalmazásával, aszkorbinsavas redukcióval. Az abszorbanciát 40 perc várakozás után, 750 nm hullámhosszon 2 órán belül mértük. Az összes szerves nitrogén és összes foszfor koncentrációkat ugyanazon 50 ml eredeti, szűretlen vízminta LABOR MIM gyártmányú OE-718/P típusú blokkroncsolóban 2 ml koncentrált kénsavval és 5 ml hidrogén-peroxiddal, 180 C hőmérsékleten történő leroncsolásával, majd közömbösítés utáni fotometriás technikával határoztuk meg. A feltárással keletkező Kjeldahl-nitrogént (a szerves kötésű és az ammónium nitrogén összege) indofenolkékes, az ortofoszfátion-foszfort foszfor-molibdénkékes módszerrel mértük. Teljesen megegyező módon mértük az oldott szerves kötésű nitrogén és az összes oldott foszfor koncentrációját 50 ml szűrt vízminta leroncsolásával és ezt követő fotometrálással. Az üledékmintákat Adamik-féle mintavevővel vettük (JANURIK, 1985), 2001-ben három, 2002-ben és 2003-ban hat-hat alkalommal. A vizsgálatokhoz az üledék felső 10 cm-es rétegéből bolygatatlan oszlopmintákat emeltünk ki 10 cm átmérőjű átlátszó műanyag csövekkel. Egy tóból három helyről vettünk almintát, az almintákat a 28

vizsgálatokhoz egyesítettük és homogenizáltuk. A mintákat nem tároltuk, a mintavétel után azonnal feldolgoztuk. A homogenizált üledékmintákból 5-10 grammos mennyiségeket 105 C-on súlyállandóságig szárítottunk, melyből meghatároztuk az üledék nedvesség, illetve szárazanyag tartalmát. A szárított mintákból szerves anyag (izzítási veszteség 500 C-on), összes nitrogén és összes foszfor meghatározást végeztünk kénsavas-hidrogénperoxidos roncsolás után (FELFÖLDY, 1987). A biokémiai oxigénigényt WTW OxiTop Control mérőfejes készülékkel, manometrikus módszerrel határoztuk meg. A mintákat öt napig, 20 °C±1 hőmérsékleten inkubáltuk. A vízminták a-klorofill koncentrációjának a meghatározásához Sartorius 13400-as üvegrost szűrőlapon a várható klorofill-tartalomtól függően leszűrtünk 50-200 ml vízmintát, a szűrőről forrásban lévő 90 %-os etanollal leoldottuk a pigmenteket és mennyiségüket spektrofotométerrel mértük (FELFÖLDY, 1987). A kísérleti tavakon átáramoltatott víz mennyiségét naponta a tavak kifolyójánál mérőbukóval mért másodpercenkénti vízátfolyás és a szivattyúk napi üzemideje alapján határoztuk meg. A vízhozam meghatározásánál a bukó mögött felduzzadt és a bukóél fölötti víz magasságát mértük. A vízátfolyást a következő hidraulikai képlettel becsültük: Q= m* b* h3/2 [m3 h-1],

ahol Q= vízhozam, b= bukóél hossza, m= átbukási tényező, h= a felvíz magassága a bukóél fölött.

3.4. Értékelési módszerek Az adathalmazok jellemzésére a minimum és a maximum értékeket, a számtani középértéket és a mediánt is megadtuk, mivel az értékek eloszlása nem minden esetben felelt meg a normál eloszlásnak. A normalitás vizsgálatát a statisztikai tesztek: t-próba és Mann-Whitney rangsor teszt futtatásával párhuzamosan végeztük a Sigma Stat programcsomag segítségével. A programcsomag a mintasokaság normalitásának elemzését a Kolmogorov-Smirnov teszt alapján végezte. A létesített vizes élőhelyi rendszerben kezelt intenzív haltenyésztésből származó elfolyóvíz minőségét a 9/2002. Köm-KöViM a használt és szennyvizek kibocsátási határértékeiről és alkalmazásuk szabályairól szóló együttes rendelet 2. számú mellékletében meghatározott területi határértékek alapján értékeltük az általunk meghatározott paraméterekre (9. táblázat).

29

9. táblázat. A felszíni vízi környezetbe közvetlenül bevezetett szennyvizek országos területi kibocsátási határértékei és a vízminőség-védelmi területi kategóriák Sorszám 1. 2. 3. 4. 5. 6. 12.

Megnevezés pH Szennyező anyagok Dikromátos oxigénfogyasztás (KOIk) Biokémiai oxigénigény (BOI5) Összes nitrogén Összes foszfor Összes lebegőanyag Ammónia-ammóniumnitrogén

1. Balaton és 2. Egyéb 3. Általános vízgyűjtője védett területek 6,5-8,5 6,5-9 6-9 Határérték mg L-1 50

75

150

15

25

50

15 0,7 35

30 2 100

50 10 200

2

5

10

A tisztítási hatásfok kiszámításához a harcsatelep elfolyóvizében és a rendszer kifolyó vizében mért koncentrációk különbségét vettük alapul az adott mintavételi időpontokban. A tórendszer részleges anyagmérlegének kiszámításához a vízkezelő rendszerbe érkező terhelés mértékét az intenzív haltermelő telep elfolyóvizével, a feltöltéshez és a hígításra használt vízzel érkező szerves anyag, nitrogén és foszfor összegeként határoztuk meg. A szerves anyag tömegének becsléséhez a szerves lebegőanyag mennyiségét vettük alapul. A halbiomasszába beépített tápanyagok mennyiségének számításakor a 10. táblázatban megadott értéket használtuk. 10. táblázat. A tápanyagmérleg számításakor alkalmazott értékek (SCHERZ és SENSER, 1994 alapján)

Hal

Nitrogéntartalom (g kg-1) 29

Foszfortartalom (g kg-1) 2,47

A szövegben a következő rövidítéseket használtuk: EF: H1: H2: W1: W2:

az intenzív halnevelő telep elfolyóvize 1. halastó 2. halastó 1. vízinövényes tó 2. vízinövényes tó

30

Szervesanyag-tartalom (g kg-1) 242

4. Eredmények és értékelésük 4.1. Vízkémiai eredmények 4.1.1. Az elfolyóvíz összetétele A létesített vizes élőhelyi rendszerbe érkező, az intenzív harcsatelepről származó elfolyóvíz vízkémiai adatait a 11-13. táblázatokban adtuk meg. A halnevelő telepen folyamatos haltermelés folyt, állandó körülmények között, a felhasznált takarmány mennyisége a telepen tartott halbiomasszától függött, az összetétele változatlan volt az évek során (4. táblázat). A haltermelés volumene hasonlónak mondható a vizsgálati periódus alatt, így az évek során az elfolyóvíz minőségének is – várakozásunk szerint – hasonlónak kellett volna lennie. Az összehasonlító táblázat alapján azonban kiderül (14. táblázat), hogy bizonyos paraméterek tekintetében jelentős eltérések voltak a három év folyamán, az elfolyóvíz minőségében bekövetkezett változások nyomon követhetők a számított átlagértékek alapján. 11. táblázat. Az intenzív halnevelő telep elfolyóvizének főbb vízkémiai és tápanyagtartalmi paraméterei 2001-ben (n=19) paraméter

egység pH mS m-1 vezetőképesség kémiai oxigénigény (MnS) mg L-1 mg L-1 nitrát nitrogén mg L-1 nitrit nitrogén mg L-1 ammónium nitrogén mg L-1 ásványi nitrogén mg L-1 szerves kötésű nitrogén mg L-1 összes nitrogén mg L-1 ortofoszfát foszfor mg L-1 összes foszfor mg L-1 összes lebegőanyag mg L-1 szerves lebegőanyag % szerves lebegőanyag

középérték 7,84 132,8 20,12 0,203 0,061 1,57 1,86 8,85 10,75 4,53 5,94 97,48 61,00 62,6

medián 7,88 133,2 20,25 0,219 0,055 1,69 1,92 8,93 10,86 4,81 5,33 91,77 57,87 64,3

minimum maximum 7,59 8,05 114,3 147,2 15,17 27,03 0,052 0,313 0,027 0,153 0,976 2,491 1,150 2,851 3,688 14,83 5,649 16,46 2,833 8,367 3,646 9,808 47,03 199,6 36,25 125,2 47,5 84,5

2001-ben a harcsatelep elfolyóvizével távozó nitrogén (10,75 mg L-1) főleg formált szerves állapotban volt található, mely az összes nitrogénkoncentráció 82 %-át tette ki átlagosan, a szervetlen kötésű nitrogénformák közül az ammónium koncentrációja volt a legmagasabb, de kevesebb volt, mint az összes nitrogénnek a 15 %-a; a nitrát és nitrit mennyisége szinte elhanyagolhatóan alacsony volt. Nagymértékű terhelést jelentett a befogadó víztestre az ortofoszfát nagy mennyisége a harcsatelep elfolyóvizében, melynek csak kis hányadát voltak képesek felvenni a halastavakban a növények. A foszforformák közül a reaktív foszfor (ortofoszfát) és az összes foszfor koncentrációját követtük nyomon, 2001-ben mind az átlagos ortofoszfát foszfor (4,52 mg L-1) – mely az összes 31

foszfor 76 %-a volt –, mind az összes foszfor koncentráció (5,94 mg L-1) magasnak bizonyult, főleg az intenzív telep elfolyóvizében található nitrogén mennyiségéhez viszonyítva. A halnevelő telepről a vízzel nagy mennyiségű lebegőanyag távozott, az első kísérleti évben átlagosan 97,48 mg L-1 összes lebegőanyag koncentrációt mértünk, melyből a szerves frakció 61,00 mg L-1 volt (62,6 %) (11. táblázat). 12. táblázat. Az intenzív halnevelő telep elfolyóvizének főbb vízkémiai és tápanyagtartalmi paraméterei 2002-ben (n=21) paraméter

egység

pH vezetőképesség kémiai oxigénigény (MnS) nitrát nitrogén nitrit nitrogén ammónium nitrogén ásványi nitrogén szerves kötésű nitrogén összes nitrogén ortofoszfát foszfor összes foszfor összes lebegőanyag szerves lebegőanyag szerves lebegőanyag

mS m-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 %

középérték 7,71 128,5 15,23 0,224 0,053 8,96 8,98 1,24 10,25 1,96 2,63 51,05 39,23 79,6

medián minimum maximum 7,72 7,52 7,86 131,8 59,7 136,4 14,70 12,80 21,44 0,234 0,000 0,474 0,055 0,005 0,092 9,10 3,353 11,80 9,40 3,549 12,11 1,13 0,221 2,955 10,32 6,439 13,36 1,74 1,085 3,881 2,51 1,519 5,778 48,50 19,77 145,8 34,07 16,17 126,1 79,7 57,09 97,60

2002-ben jelentős változást figyelhettünk meg az elfolyóvíz összetételében az első évhez viszonyítva (12. táblázat). A formált szerves tápanyagok koncentrációja csökkent az előző évihez képest, a szervetlen tápanyagok koncentrációja viszont nőtt. Így az összes kibocsátott nitrogén nagy része, közel 88 %-a ásványi nitrogén vegyületekből állt, melynek túlnyomó többsége ammónium (8,96 mg L-1) volt, a nitrát és a nitrit koncentrációja elhanyagolhatóan alacsony maradt. Így a szerves kötésű nitrogénvegyületek koncentrációja átlagosan 1,42 mg L-1 érték volt, amely alig tette ki az összes nitrogén mennyiségének 10 %-át. 2002-ben az ortofoszfát és az összes foszfor koncentrációja a 2001-ben mért értéknek kevesebb mint felére csökkent, ezzel jelentősen mérséklődött a rendszer foszforterhelése. Az összes lebegőanyag koncentrációja a felére csökkent a második évben, a szerves frakció aránya 62 %-ról 78 %-ra nőtt, de így is alig haladta meg a 2001-ben kapott érték kétharmadát. 2003-ban újabb eltéréseket tapasztaltunk az előző évekhez képest a kibocsátott tápanyagmennyiségekben. A nitrát és a nitrit nitrogén koncentrációja lényegesen nem változott, az ammónium-N tette ki a szervetlen nitrogénformák nagy részét (közel 40 %), és az ásványi nitrogénformák (44 %), valamint a szerves kötésű nitrogén (56 %) hasonló arányban voltak jelen. Az összes foszfor a 2001. évi értékhez hasonló, magas koncentrációt mutatott, míg az ortofoszfát foszfor részaránya alacsonyabb volt, mint az 32

előző években (75 %), csak kevéssel haladta meg az 50 %-ot. Az összes lebegőanyag koncentrációja közel azonos volt a 2002. évben meghatározott értékkel, a szerves frakció koncentrációjának átlaga ebben az évben volt a legalacsonyabb (29,7 mg L -1) (13. táblázat). 13. táblázat. Az intenzív halnevelő telep elfolyóvizének főbb vízkémiai és tápanyagtartalmi paraméterei 2003-ban (n=20) paraméter

egység

pH vezetőképesség kémiai oxigénigény (MnS) nitrát nitrogén nitrit nitrogén ammónium nitrogén ásványi nitrogén összes szerves nitrogén összes nitrogén ortofoszfát foszfor összes foszfor összes lebegőanyag szerves lebegőanyag szerves lebegőanyag

mS m-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 %

középérték 7,59 134,4 22,4 0,314 0,039 4,45 5,03 6,22 11,38 3,08 5,87 50,6 29,7 57,4

medián minimum 7,60 7,39 132,6 120,7 21,7 9,6 0,274 0,000 0,024 0,000 5,06 0,658 5,30 0,895 6,05 1,167 11,99 4,421 3,16 0,620 5,36 3,311 46,7 21,7 24,4 12,0 58,0 49,3

maximum 7,81 154,5 34,3 3,247 0,220 6,407 8,261 11,63 18,49 4,767 9,533 107,1 94,8 96,4

Figyelemreméltó, hogy a hároméves periódus alatt az összes nitrogén koncentrációja nem változott jelentős mértékben az intenzív haltermelő telep elfolyóvizében, ellenben a szerves és szervetlen nitrogénvegyületek aránya igen eltérő volt. A nitrogénformák kis részét tette ki a nitrit és nitrát nitrogén, 2001-ben túlnyomórészt szerves nitrogénvegyületeket találtunk a kezelt elfolyóvízben, míg 2002-ben az ammónium nitrogén túlsúlya jellemezte a harcsatelep vizét (14. táblázat). Az intenzív halnevelő telep elfolyóvizének tápanyag összetétele, ezen belül a szervetlen kötésű nitrogén és foszfor aránya 2001-ben 0,9:1, 2002-ben 10:1 és 2003-ban 3,6:1 kedvezőtlen volt az algák számára, mely az algák testösszetétele alapján optimális esetben N:P 16:1 (REDFIELD, 1958). A szervetlen kötésű nitrogén koncentrációja, főként az elsődlegesen hasznosítható nitrát tartalom alacsony volt a foszforkoncentrációhoz viszonyítva. A tápanyagok aránya inkább a baktériumoknak kedvezett, mivel a bakteriális összetétel általában N:P 10:1 (FAGERBAKKE, 1996). A tavakba bekerülő elfolyóvíz szerves kötésű vegyületeit a bakteriális közösség hasznosította és alakította át, ezután vált a nitrogén felvehetővé az algák számára. Az alacsony nitrogén:foszfor arányból továbbá látszik, hogy a foszfor mind a baktériumok, mind az algák számára túlkínálatban volt, ezért a tórendszer foszfor eltávolítása az üledékben megköthető foszfor mennyiségétől függött.

33

14. táblázat. Az intenzív harcsatelep elfolyóvizét jellemző paraméterek átlagértékei 2001 és 2003 között paraméter pH fajlagos vezetőképesség kémiai oxigénigény (MnS) nitrát nitrogén nitrit nitrogén ammónium nitrogén ásványi nitrogén szerves kötésű nitrogén összes nitrogén ortofoszfát foszfor összes foszfor összes lebegőanyag szerves lebegőanyag szerves lebegőanyag TIN/PO43--P

egység mS m-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 mg L-1 %

2001 7,84 132,8 20,12 0,203 0,061 1,57 1,86 8,85 10,75 4,53 5,94 97,48 61,00 62,6 0,91:1

34

2002 7,71 128,5 15,23 0,224 0,053 8,96 8,98 1,24 10,25 1,96 2,63 51,05 39,23 79,6 10:1

2003 7,59 134,4 22,4 0,314 0,039 4,45 5,03 6,22 11,38 3,08 5,87 50,6 29,7 57,4 3,6:1

4.1.2. A vízkezelő rendszer tavainak vízminősége és tápanyagtartalma 4.1.2.1. pH A vízkezelő rendszer tavaiban mért vízminőségi paraméterek átlag-, minimum és maximum értékeit a függelékben található 22-25. táblázatokban mutatjuk be. A helyszíni mérések alapján az 1. halastó kémhatása a semleges tartományban változott mindhárom évben, a vízoszlopra jellemző átlagértékek – amint a középérték és a medián is jelzi – 7 és 8 közötti pH-t mutattak. 2001-ben és 2002-ben a mélységgel csökkent a pH, 2003-ban alig volt eltérés a felszínen és a tófenéken mért értékek között (2. ábra). A 2. halastó pH-ja 8 körüli átlagértéket mutatott a kísérleti évek alatt, a vízmélységgel a kémhatás kismértékű csökkenését tapasztaltuk (függelék 23. táblázat, 3. ábra).

10

10

10

H1

felszín 50 cm

pH

100 cm 9

9

9

8

8

8

7

7

7

6 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. szept.

6 6 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002.2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. nov. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. .

2. ábra. A pH változása az 1. halastóban (2001-2003) 10

10

10 felszín 50 cm

H2

pH

100 cm 9

9

9

8

8

8

7

7

7

6 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. szept.

6 6 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. nov. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. .

3. ábra. A pH változása a 2. halastóban (2001-2003)

35

10

10

10 W1

pH

W2 9

9

9

8

8

8

7

7

7

6 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. szept.

6 6 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. nov. máj. .

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

2003. szept.

2003. okt.

4. ábra. A pH változása az 1. és a 2. vízinövényes tóban (2001-2003) Az 1. és a 2. vízinövényes tó kémhatása a semleges tartományban változott a kísérleti üzem ideje alatt, a 2. vízinövényes tóban mért pH mindhárom évben kisebb volt, mint az 1. vízinövényes tóban meghatározott értékek (4. ábra). A tisztított elfolyóvízben a pH egy mintavételi alkalom kivételével megfelelt az egyéb védett területekre vonatkozó területi határértékeknek: 6,5-9 közötti tartományon belül maradt. 4.1.2.2. Fajlagos elektromos vezetőképesség

vezetőképesség (mS/m)

Az 1. halastó kifolyó műtárgyánál vett mintákban mért fajlagos elektromos vezetőképesség 2001-ben alacsonyabb volt, mint a rákövetkező években, értéke 40 és 80 mS m-1 közötti tartományban változott, növekvő illetve csökkenő tendenciát nem találtunk (5. ábra). 160

160

160

140

140

140

120

120

120

100

100

100

80

80

80

60

60

60

40

40

40

20

20

20

H1 H2

0 0 0 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. nov. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. .

5. ábra. A vezetőképesség változása az 1. és a 2. halastóban (2001-2003)

36

vezetőképesség (mS/m)

140

140

140

120

120

120

100

100

100

80

80

80

60

60

60

40

40

40

20

20

20

0 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. szept.

0 0 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. nov. máj. .

W1 W2

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

2003. szept.

2003. okt.

6. ábra. A vezetőképesség változása az 1. és a 2. vízinövényes tóban a kísérleti években 2002-ben és 2003-ban a kísérleti időszakokban a tóvíz vezetőképességének fokozatos emelkedését tapasztaltuk, ezért az átlagértékek és a maximumok is magasabbak voltak (függelék 22. táblázat, 5. ábra). A vezetőképesség a 2. halastóban is hasonlóan alakult (függelék 23. táblázat), mint az 1. tóban, itt valamivel kisebb értékeket mértünk, de a tendenciák azonosak voltak, 2002-ben és 2003-ban is növekedett a tóvíz vezetőképessége az év folyamán. A 2. vízinövényes tóban a fajlagos vezetőképesség növekedését tapasztaltuk az egyes évek folyamán. 2001-ben a vezetőképesség lassú emelkedését, 2002-ben stagnálást majd ugrásszerű növekedést, 2003-ban pedig meredek növekedést mutat a 6. ábra. A haltermelő telepen részben termálvizet használnak a medencék feltöltéséhez, melynek a nátriumtartalma megnövelte az elfolyóvíz vezetőképességét. Ha összehasonlítjuk a vízkezelő rendszer tavaiban mért vezetőképesség-görbéket, látható, hogy nagyon hasonló lefutásúak, a kapott értékek is közel állnak egymáshoz, az 1. halastó kivételével, ahol általában magasabb volt az elektrolit koncentráció. Ebből arra következtethettünk, hogy a harcsatelepről érkező víz elkeveredett a tavakban.

37

vezetőképesség 2001

Vezetőképesség 2002 160

160

120

vezetőképesség (mS/m)

vezetőképesség (mS/m)

140

2001

140

100 80 60 40

2002

120 100 80 60 40 20

20

0

0 EF

H1

H2

W1

EF

W2

H1

H2

W1

W2

minták

minták

Vezetőképesség 2003 180 160

2003

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

vezetőképesség (mS/m)

140 120

medián

100

90. percentilis

80

10. percentilis

60



40

szélsőségesen eltérő adatok

20 0 EF

H1

H2

W1

W2

minták

7. ábra. A halastavak és a vízinövényes tavak vízmintáiban mért fajlagos elektromos vezetőképesség box plot diagramjai (2001-2003) 2001-ben a harcsatelepről érkező víz vezetőképessége szignifikánsan magasabb volt, mint a tavak vízoszlopában mért értékek. A vízinövényes tavak vezetőképessége szignifikánsan kisebb volt, mint a halastavaké (függelék 26. táblázat). 2002-ben és 2003-ban szintén statisztikailag kimutatható különbség volt az elfolyóvíz és a tavak vezetőképessége között, valamint az 1. halastóban mért érték szignifikánsan magasabb volt, mint a többi tó elektromos vezetőképessége, melyek statisztikailag nem különböztek egymástól e paraméter alapján (függelék 37. táblázat és 48. táblázat, 7. ábra).

38

4.1.2.3. Oldott oxigén

oldott oxigénkocentráció (mg l -1)

A kísérlet során 2002-ben a halastavakban mért napi oxigénritmust mutatja be a 8. ábra. Az 1. halastóban alacsonyabb nappali maximumokat (6,4-11,5 mg L-1) és minden alkalommal 5 mg L-1 alatti éjszakai értékeket mértünk, míg a 2. halastóban magasabb nappali értékeket (maximum: 10,2-19,6 mg L-1) és egy nap kivételével 5 mg L-1 feletti éjszakai koncentrációkat találtunk 2002-ben. 2002.06.27-28. 2002.07.04-05 2002.07.10-11 2002.07.17-18

20

15

10

old 20 ott oxi gén 15 koc entr áci ó 10 (m gl

-1)

2002.06.27-28 2002.07.04-05 2002.07.10-11 2002.07.17-18

5

5

0

0 6:00 8:00 10:00 12:00 14:00 16:00 18:00 20:00 22:00 0:00 2:00 4:00 6:00 idő (h)

6:00 8:00 10:00 12:00 14:00 16:00 18:00 20:00 22:00 0:00 2:00 4:00 6:00

idő (h)

8. ábra. Az oldott oxigénkoncentráció változása az 1. és a 2. halastóban a napi mérések – három mélységben mért értékek átlaga –alapján 2002-ben 2003-ban mindkét halastó napi oldott oxigénkoncentrációja hasonlóan alakult, mint a 2. halastóban az előző évben, és a vizsgált napokon nem süllyedt 5 mg L-1 érték alá az oxigénkoncentráció éjszaka sem, egy eset kivételével az 1. tóban. KNUD-HANSEN et al. (1998) szerint még a legtermékenyebb halastavakban sem csökken 3 mg L-1 alá az oldott oxigén koncentrációja, ha a szerves anyag kizárólag magában a tóban termelődik. Ez azt jelenti, hogy a nappal megtermelt oxigén teljes mértékben képes fedezni az egész napi légzés oxigénigényét, feltételezhetően a rétegzettség éjszakai megszűnése és így a vízoszlop teljes keveredése révén. Amennyiben jelentős külső szervesanyag-terhelés éri a tavat, az oxigénigény olyan mértékben megnőhet, hogy hajnalban oxigénhiány is előfordulhat. A kísérleteinkben tapasztalt viszonylag alacsonyabb hajnali oldott oxigén koncentrációk jól egyeznek a fenti megfigyelésekkel, ugyanis halastavaink jelentős mértékű külső szervesanyag-terhelést kaptak. A két halastó, melynek oxigénforgalmát vizsgáltuk a kísérlet során, a rendszerben való elhelyezkedéséből adódóan különböző mértékű terhelést kapott (KEREPECZKI, 2004). A vízoszlop oldott oxigén koncentrációjának napi változása jól mutatta a két halastó közötti eltérő állapotot: az 1. tóban a nappali oxigénkoncentráció derült időben megfelelő volt a halak számára, de éjszaka megközelítette a kritikus 1 mg L-1 szintet (HORVÁTH, 2000). Ezzel szemben a 2. halastóban a mérések időpontjában nem alakult ki oxigénhiány az éjszakai órákban sem, a magas oldott oxigéntartalom kedvezett a nitrifikációs folyamatoknak is, a tavak ammónium koncentrációja végig alacsony volt a tavak működése során (KEREPECZKI és PEKÁR, 2005). 39

4.1.2.4. Szervetlen kötésű nitrogénformák A szervetlen kötésű nitrogénformák: a nitrát, a nitrit és az ammónium nitrogén koncentrációjának változását mutatja be a 9. ábra az 1. halastóban. A mért adatok alapján 2001-ben 2 mg L-1 alatt maradt minden szervetlen forma koncentrációja, a tóba bekerült ammónium koncentrációja jelentősen csökkent, a nitrát és nitrit nitrogén mennyisége is alacsony maradt. Feltételezhető, hogy nem volt intenzív a nitrifikáció ebben az évben, mivel a nitrit és a nitrát nitrogén mennyisége csak egy mintavétel alkalmával haladta meg az ammónium koncentrációját. 2002-ben a hőmérséklet emelkedésével a korábbi évhez viszonyítva magas (5 mg L-1) ammóniumkoncentráció egy hét alatt 1 mg L-1 érték alá esett, ezzel egyidőben a nitrit nitrogén koncentrációja megemelkedett, majd a nitrát mennyisége is jelentősen nőtt. Az év folyamán több nitrit és nitrát nitrogén csúcsot figyelhettünk meg, ez alapján feltételezzük, hogy a nitrifikációban részt vevő baktériumok képesek voltak az ammóniumot átalakítani oxidált nitrogénformákká. 2003-ban volt az ammónium-N koncentrációja a legmagasabb, többször mértünk az év folyamán kiugró értékeket, a nitrit nitrogén szintje szintén magasabb volt az előző évekhez képest, míg a nitrát-N koncentrációja alacsony volt a vízminták túlnyomó részében. Feltételezzük, hogy ebben az évben az oldott oxigén hiánya akadályozta az ammóniumionok átalakítását nitritté, majd nitráttá. 8

8

8

koncentráció (mg/l)

nitrát nitrogén nitrit nitrogén ammónium nitrogén 6

6

6

4

4

4

2

2

2

0 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. szept.

0 0 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. máj.

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

2003. szept.

2003. okt.

9. ábra. A szervetlen kötésű nitrogénformák koncentrációjának változása az 1. halastóban a kísérleti években A 2. halastóban 2001-ben alacsony maradt a szervetlen nitrogénformák koncentrációja, míg 2002-ben mértük a legmagasabb értékeket, 3 mg L-1 koncentrációt meghaladó nitrit csúcsok és emelkedő nitrát nitrogén mennyiség jellemezte ezt az évet. 2003-ban csak nyár elején figyelhettünk meg magasabb nitrát koncentrációt, ezután a nitrit értéke volt magasabb, az ammónium és a nitrát alacsony szinten maradt (10. ábra).

40

8

8

8 nitrát nitrogén

koncentráció (mg/l)

nitrit nitrogén 6

6

6

4

4

4

2

2

2

0 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. szept.

ammónium nitrogén

0 0 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. 2003. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. márc. ápr.

2003. máj.

2003. jún.

2003. júl.

2003. 2003. aug. szept.

10. ábra. A szervetlen kötésű nitrogénformák koncentrációjának változása a 2. halastóban a kísérleti években Az 1. vízinövényes tó kifolyó műtárgyánál vett mintákban a szervetlen nitrogénformák alacsony koncentrációban voltak jelen 2001-ben, csak a kísérleti periódus végén emelkedett az ammónium nitrogén szintje 1 mg L-1 érték fölé. 2002-ben ebben a tóban is megtaláljuk a kezdeti ammónium-N csúcsot, majd a nitrit-N koncentráció érte el a maximumát, ezután pedig a nitrát nitrogén koncentrációja volt a legmagasabb őszig, amikor az ammónium mennyisége újra növekedni kezdett. Megállapíthatjuk, hogy 2002ben mértük a szervetlen nitrogénformák jelenlétének a maximumát, 2003-ban újra 1 mg L1 alatt maradt a vízminták nagy részében az ásványi formák koncentrációja, csak néhány mintavétel alkalmával mértünk ennél nagyobb csúcsokat mindhárom nitrogénvegyület esetében (11. ábra). 4

4

4 nitrát nitrogén

koncentráció (mg/l)

nitrit nitrogén 3

3

3

2

2

2

1

1

1

0 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. szept.

0 0 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. nov. máj. .

ammónium nitrogén

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

11. ábra. A szervetlen nitrogénformák koncentrációjának változása az 1. vízinövényes tóban a kísérleti években

41

2003. szept.

2003. okt.

4

4

4 nitrát nitrogén

koncentráció (mg/l)

nitrit nitrogén 3

3

3

2

2

2

1

1

1

ammónium nitrogén

0 0 0 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002.2003. máj. jún. júl. aug. szept. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. máj.

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

2003. szept.

2003. okt.

12. ábra. A szervetlen kötésű nitrogénformák koncentrációjának változása a 2. vízinövényes tóban (2001-2003) A 2. vízinövényes tavat általában alacsony szervetlen kötésű nitrogén koncentráció jellemezte, a három év folyamán az ammónium nitrogén mennyisége kétszer, a nitrát nitrogén görbe csupán egyszer haladta meg az 1 mg L-1 értéket, a nitrit koncentrációja pedig tartósan alacsonyan, általában nullához közeli szinten volt, 2001 második felének kivételével, amikor mindhárom forma mennyisége növekedett (12. ábra). A legmagasabb értékek sem haladták meg a 2 mg L-1 koncentrációt a tisztított vizben, ez vízminőségi Nitrát nitrogén szempontból igen kedvező, nem 2001 tapasztaltuk a nitrát felhalmozódását ebben a tóban. Nitrát nitrogén 2002 6

1,2

2001

-

2002

5

4

0,8

NO3 -N (mg/l)

0,6

3

-

NO3 -N koncentráció (mg/l)

1,0

0,4

2

0,2

1

0

0,0 EF

H1

H2

W1

EF

W2

H1

H2

W1

W2

minták

minták

Nitrát nitrogén 2003 3,5

2003

3,0

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

2,0

medián

1,5

90. percentilis

-

NO3 -N (mg/l)

2,5

1,0

10. percentilis



0,5

szélsőségesen eltérő adatok

0,0

EF

H1

H2

W1

W2

minták

13. ábra. A halastavak és a vízinövényes tavak vízmintáiban mért nitrát nitrogén koncentrációk box plot diagramja (2001-2003) 42

Nitrit nitrogén 2002

Nitrit nitrogén 2001 6

0,7

2001

0,6

4

NO2 -N (mg/l)

0,5

0,4

3

-

NO2--N (mg/l)

2002

5

0,3

2

0,2

1

0,1

0

0,0 EF

H1

H2

W1

EF

W2

H1

H2

W1

W2

minták

minták

Nitrit nitrogén 2003 4

2003

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

NO2--N (mg/l)

3

medián

2

90. percentilis 10. percentilis



1

szélsőségesen eltérő adatok

0 EF

H1

H2

W1

W2

minták

14. ábra. A halastavak és a vízinövényes tavak vízmintáiban mért nitrit nitrogén koncentrációk box plot diagramja (2001-2003) 2002-ben a harcsatelep elfolyóvizében meghatározott nitrát-N koncentráció szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a halastavakban és az 1. vízinövényes tó mintáiban mért mennyiségek, de nem különbözött a 2. vízinövényes tóban talált koncentrációtól. A halastavak nitrát-N értékei között nem volt értékelhető eltérés, míg az 1. vízinövényes tó szignifikánsan különbözött a többi mintavételi helytől a nitrát-N alapján (függelék 39. táblázat). 2003-ban nem volt szignifikáns különbség az egyes tóegységek nitrát-N koncentrációi között (függelék 50. táblázat, 13. ábra). Az intenzív halnevelő telep elfolyóvizének nitrit-N koncentrációja szignifikánsan alacsonyabb volt 2001-ben, mint a halastavakban mért értékek, de nem különbözött az 1. vízinövényes tóban mért nitrit-N mennyiségétől, és magasabb volt, mint a 2. vízinövényes tóból, vagyis a vízkezelő rendszer kifolyó műtárgyánál vett minták nitritN koncentrációja (függelék 29. táblázat). 2002-ben az elfolyóvíz és a 2. vízinövényes tó nitrit-koncentrációja nem tért el szignifikánsan egymástól, a nitrit-N mennyisége itt alacsonyabb volt, mint a többi tóegységben mért értékek. A halastavak között nem találtunk kimutatható különbséget, de az 1. vízinövényes tó szignifikánsan eltérő volt a többi mintavételi helytől a nitrit-N koncentrációja alapján (függelék 40. táblázat). 2003ban, az előző évhez hasonlóan, az elfolyóvíz és a rendszer kifolyó vízmintája (W2) között nem tapasztaltunk szignifikáns különbséget, a halastavak nitrit-N koncentrációja szintén nem tért el egymástól, míg az 1. vízinövényes tó mintáiban mért nitrit-N mennyiség szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a halastavakban, illetve szignifikánsan magasabb volt, mint a harcsatelep vizében mért értékek (függelék 51. táblázat, 14. ábra). 43

Ammónium nitrogén 2002

Ammónium nitrogén 2001 14

3,0

2001

2,5

2002

12

10

NH4+-N (mg/l)

1,5

+

NH4 -N (mg/l)

2,0

8

6

1,0

4 0,5

2

0,0

0 EF

H1

H2

W1

W2

EF

H1

H2

W1

W2

minták

minták

Ammónium nitrogén 2003 8

2003

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

NH4+-N (mg/l)

6

medián

4

90. percentilis 10. percentilis



2

szélsőségesen eltérő adatok

0 EF

H1

H2

W1

W2

minták

15. ábra. A halastavak és a vízinövényes tavak vízmintáiban mért ammónium nitrogén koncentrációk box plot diagramja 2001-2003 Az ammónium-N értékek szignifikáns eltérést mutattak a harcsatelep vizében és az egyes tavak vízmintáiban, 2001-ben az ammónium-N koncentráció csökkent a tavakon áthaladva, kizárólag a vízinövényes tavak között nem volt kimutatható különbség (függelék 30. táblázat). 2002-ben az elfolyóvízben szignifikánsan nagyobb volt az ammónium-N koncentrációja, mint a rendszer tavaiban, és a 2. vízinövényes tó ammónium-N tartalma szignifikánsan kisebb volt, mint a többi tóegység mintáiban mért értékek (függelék 41. táblázat). 2003-ban szintén statisztikailag kimutatható volt a különbség az elfolyóvíz és a tavak vízmintáinak ammónium-N koncentrációja között, a legalacsonyabb értékeket a rendszer kifolyó vizében mértük (függelék 52. táblázat, 15. ábra). A vízkezelő rendszerből távozó víz összes ammónium nitrogén tartalma nem haladta meg területi kibocsátási határértéket, amely 5 mg L-1, sőt a mintavételek alkalmával 2 mg L-1 alatt volt. Csak az 1. halastóban mértünk néhány alkalommal a határérték feletti ammónium nitrogén koncentrációt.

44

4.1.2.5. Szerves kötésű nitrogén és összes nitrogén Az összes nitrogén átlagos koncentrációja 2001-ben és 2003-ban a szerves kötésű nitrogén koncentrációjával együtt változott az 1. halastóban, tehát a szerves formák mennyisége meghatározó volt ezekben az években (16. ábra). Viszont 2002-ben a szerves frakció alacsony volt (átlagosan 0,69 mg L-1), ebben az évben a szervetlen formák voltak túlsúlyban. 2001-ben az összes nitrogén mennyiségének fokozatos emelkedését mutatja a diagram, ekkor a szerves kötésű nitrogén felhalmozódása állhatott a háttérben. 2002-ben az összes nitrogén koncentráció növekedését figyelhettük meg, majd ősszel – az elfolyóvíz kezelésének befejezése után – a kiindulási értékre csökkent az összes N szintje. 12

12

10

10

8

8

6

6

4

4

2

2

20

koncentráció (mg/l)

szerves kötésű nitrogén összes nitrogén 16

12

8

0 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

4

0 0 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. aug. szept. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. nov. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. .

16. ábra. A szerves kötésű nitrogén és az összes Kjeldahl nitrogén koncentrációjának változása az 1. halastóban a kísérleti években Az összes nitrogén túlnyomó részét 2001-ben a szerves nitrogénvegyületek jelentették, melyeknek mennyisége nyár végétől dinamikus emelkedésnek indult minden tóegységben. Úgy tűnik, a rendszer nem volt képes csökkenteni az elfolyóvíz által okozott nitrogénkoncentráció-növekedést. 2002-ben a tóba kerülő nitrogénterhelés főként szervetlen formában érkezett, az átlagok alapján az ásványi nitrogénformák aránya 88 % volt. Ezzel szemben 2003-ban a szerves formák részaránya nőtt meg, az összes nitrogénből a szervetlen frakció 44 %-ot tett ki. A szerves kötésű nitrogén és az összes nitrogén koncentrációk hasonló képet mutattak a 2. halastó esetében is, mint az 1. halastóban. 2001-ben emelkedett a kísérlet végére a legmagasabbra mind a szerves kötésű, mind az összes nitrogén mennyisége (17. ábra).

45

12

12

12

10

10

10

8

8

8

6

6

6

4

4

4

2

2

2

koncentráció (mg/l)

szerves kötésű nitrogén

0 2001. máj.

2001. jún.

0 0 2001. 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. 2003. júl. aug. szept. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. márc. ápr.

összes nitrogén

2003. máj.

2003. jún.

2003. júl.

2003. 2003. 2003. aug. szept. okt.

17. ábra. A szerves kötésű nitrogén és az összes Kjeldahl nitrogén koncentrációjának változása a 2. halastóban a kísérleti években Szembetűnő, hogy 2002-ben a szerves kötésű nitrogénformák koncentrációja igen alacsony maradt, amiből arra következtethetünk, hogy a tavakban mért szerves kötésű nitrogén nem autochton, hanem allochton eredetű volt, vagyis a harcsatelep elfolyóvizéből származott. A szerves és az összes nitrogénre számított átlagértékek a 2. halastó esetében kisebbek voltak, mint az 1. halastóban kapott középértékek (függelék 22-23. táblázat). Figyelemreméltó, hogy bár a nitrogénformák összetétele igen különböző volt a három év során, mind a harcsatelep vizében, mind a halastavak vizében, az összes nitrogén koncentrációja mégis hasonló volt, átlagosan 4,11 és 4,82 mg L-1 között változott a halastavakban. Megfigyelhető, hogy a halastavakból vett minták alapján hasonló lefutású görbéket kaptunk a nitrogénformák esetében, azzal az eltéréssel, hogy a 2. halastóban – a várakozásnak megfelelően – alacsonyabb tartományban változtak a mért értékek. 2002-ben az 1. vízinövényes tóban is alacsony volt a szerves kötésű nitrogén mennyisége, és az összes nitrogén koncentrációja is alacsonyabb maradt, mint az előző évben. 2003ban ismét több szerves vegyület került be a rendszerbe, ebben a tóban is magasabb volt a szintje, és ez határozta meg az összes nitrogénkoncentrációt is, amely 4 mg L-1 érték körül változott (18. ábra, függelék 24. táblázat). A 2. vízinövényes tóban 2001-ben jelentős nitrogén-felhalmozódást figyeltünk meg, melyért a magas szerves kötésű nitrogénkoncentráció volt a felelős. 2002-ben mind a szerves, mind az összes nitrogén – egy mintavétel kivételével – 2 mg L-1 alatt maradt. 2003-ban az első mintavételi időszakban magasabb, 4 mg L-1 körüli értékeket mértünk, míg az év második felében csökkent a szerves és az összes nitrogéntartalom (19. ábra).

46

12

12

12

10

10

10

8

8

8

6

6

6

4

4

4

2

2

2

koncentráció (mg/l)

szerves kötésű nitrogén

0 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. szept.

összes nitrogén

0 0 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. nov. máj. .

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

2003. szept.

2003. okt.

18. ábra. A szerves kötésű nitrogén és az összes Kjeldahl nitrogén koncentrációjának változása az 1. vízinövényes tóban a kísérleti években 12

12

12

10

10

10

8

8

8

6

6

6

4

4

4

2

2

2

koncentráció (mg/l)

szerves kötésű nitrogén

0 0 0 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. máj. jún. júl. aug. szept. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. máj.

összes nitrogén

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

2003. szept.

2003. okt.

19. ábra. A szerves kötésű nitrogén és az összes Kjeldahl nitrogén koncentrációjának változása a 2. vízinövényes tóban a kísérleti években A létesített vizes élőhelyi rendszerból kibocsátott kezelt víz összes nitrogén koncentrációja a három év folyamán nem haladta meg a 10 mg L-1 értéket, s ezzel a rendeletben meghatározott 30 mg L-1 határértéken belül maradt. Meg kell jegyeznünk, hogy az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében mért összes nitrogén koncentráció szintén kisebb volt, mint 30 mg L-1.

47

Összes szerves nitrogén 2001

Összes szerves nitrogén 2002

16

3,5

2001

2002

3,0

12

összes szerves N (mg/l)

összes szerves N (mg/l)

14

10 8 6 4

2,5

2,0

1,5

1,0

0,5

2

0,0

0 EF

H1

H2

W1

EF

W2

H1

H2

W1

W2

minták

minták

Szerves nitrogén 2003 14

2003

összes szerves nitrogén (mg/l)

12

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

10

8

medián 90. percentilis

6

10. percentilis 4



2

szélsőségesen eltérő adatok

0 EF

H1

H2

W1

W2

minták

20. ábra. A rendszer tavaiban mért szerves kötésű nitrogén koncentrációk box plot diagramja (2001-2003) Összes nitrogén 2002

Összes nitrogén 2001 16

20 18

2001

2002

14

összes nitrogén (mg/l)

összes nitrogén (mg/l)

16 14 12 10 8 6

12 10 8 6 4

4

2

2 0

0 EF

H1

H2

W1

W2

EF

H1

H2

W1

W2

minták

minták

Összes nitrogén 2003

20

összes nitrogén (mg/l)

2003

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

15

medián 10

90. percentilis 10. percentilis



5

szélsőségesen eltérő adatok

0 EF

H1

H2

W1

W2

minták

21. ábra. A rendszer tavaiban mért összes nitrogén koncentrációk box plot diagramja (2001-2003)

48

2001-ben szignifikáns különbséget találtunk az intenzív telep elfolyóvizében és a rendszer tóegységeben meghatározott szerves kötésű nitrogénvegyületek koncentrációi között, a két vízinövényes tó statisztikailag azonosnak bizonyult. A szerves kötésű N csökkent a rendszeren áthaladva (függelék 31. táblázat). 2002-ben és 2003-ban az elfolyóvíz szerves kötésű nitrogéntartalma szignifikánsan nagyobb volt, mint a rendszer tavaiban mért értékek, a tavak között nem volt statisztikailag kimutatható különbség (függelék 42. táblázat és 53. táblázat, 20. ábra). A vízkezelő rendszer tavaiban az összes nitrogén koncentrációk értékelése során szignifikáns különbséget találtunk az elfolyóvízből és az egyes tavak kifolyó műtárgyából vett minták között mindhárom évben, az összes nitrogén mennyisége csökkent a rendszerben (függelék 43. táblázat és 54. táblázat, 21. ábra.) Csak 2001-ben a vízinövényes tavak között nem volt kimutatható eltérés (függelék 32. táblázat). 4.1.2.6. Foszforformák Az 1. halastóban mért ortofoszfát és összes foszfor koncentráció is különböző értékeket mutatott a három kísérleti évben (22. ábra). 2001-ben az év első felében magasabb összes foszfor koncentrációkat mértünk, később a foszfor mennyiségének csökkenését figyeltük meg. 2002-ben találtuk a legalacsonyabb foszforszinteket, összhangban az elfolyóvíz szintén alacsonyabb koncentrációjával. 2003-ban a foszforkoncentrációk emelkedését tapasztaltuk a vízmintákban az év során, ekkor mértük a legmagasabb összes foszfor értékeket is. Ez a jelenség utalhat a foszfor felhalmozódására a tóban, és jelezte, hogy elértük a tó terhelhetőségének határát. 2001-ben a 2. halastóban, az 1. tóhoz hasonlóan, a kísérleti működés elején magas összes foszfor értékeket mértünk, amely az év második felében csökkent és 1 mg L-1 koncentráció alatt maradt. Gyakorlatilag 2002-ben is ezen az alacsonyabb szinten találtuk a foszforvegyületek mennyiségét (23. ábra). 2003-ban a nyár eleji meredek emelkedés után kismértékű csökkenést tapasztaltunk, de az egész időszakban ekkor volt a legmagasabb az összes foszfor szintje. Az ortofoszfát koncentrációja 2 mg L -1 alatt maradt ebben a tóban, a harmadik év végén figyeltünk meg enyhe emelkedést.

49

8

8

8 ortofoszfát foszfor

koncentráció (mg/l)

összes foszfor 6

6

6

4

4

4

2

2

2

0 2001. 2001. máj. jún.

0 0 2001. 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. júl. aug. szept. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt.

22. ábra. Az ortofoszfát foszfor és az összes foszfor koncentrációjának változása az 1. halastóban a kísérleti években 8

8

8 ortofoszfát foszfor

koncentráció (mg/l)

összes foszfor 6

6

6

4

4

4

2

2

2

0 2001. 2001. máj. jún.

2001. 2001. 2001. 2001. júl. aug. szept. okt.

0 0 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt.

23. ábra. Az ortofoszfát foszfor és az összes foszfor koncentrációjának változása a 2. halastóban a kísérleti években 2001-ben az 1. vízinövényes tóban magasabb, 3 mg L-1 fölötti összes foszfor értékeket is mértünk a kísérleti időszak kezdetén, majd az év második felében csökkent és 1 mg L -1 alatt maradt a foszforformák koncentrációja. 2002-ben is ezen a szinten találtuk a foszforvegyületek mennyiségét. 2003-ban a nyár eleji meredek emelkedés után csökkenést tapasztaltunk (24. ábra). Az átlagok és a maximumok alapján 2003-ban volt a legmagasabb a foszforkoncentráció a tóban (függelék 24. táblázat). 2001-ben a 2. vízinövényes tóban az év elején 3 mg L-1 fölötti összes foszfor értékeket mértünk, majd az év második felében és 1 mg L-1 koncentráció alatt maradt az összes foszfor koncentráció. 2002-ben is ezen a szinten találtuk a foszforvegyületek mennyiségét. 2003-ban kiugró, magasabb értékek jellemezték az összes foszfor koncentrációt ebben a tóban is. Az ortofoszfát koncentrációja túlnyomórészt kevesebb volt, vagy kissé haladta meg a 0,5 mg L-1 értéket, a harmadik évben figyeltünk meg emelkedést (25. ábra). Az átlagok alapján ebben az évben volt a legmagasabb a foszforkoncentráció a tóban (függelék 25. táblázat). 50

4

4

4 ortofoszfát foszfor

koncentráció (mg/l)

összes foszfor 3

3

3

2

2

2

1

1

1

0 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. szept.

0 0 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. máj.

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

2003. szept.

2003. okt.

24. ábra. Az ortofoszfát foszfor és az összes foszfor koncentrációjának változása az 1. vízinövényes tóban a kísérleti években

4

4

4 ortofoszfát foszfor

koncentráció (mg/l)

összes foszfor 3

3

3

2

2

2

1

1

1

0 2001. máj.

2001. 2001. jún. júl.

0 0 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. aug. szept. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. máj.

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

2003. szept.

2003. okt.

25. ábra. Az ortofoszfát foszfor és az összes foszfor koncentrációjának változása a 2. vízinövényes tóban a kísérleti években Az összes foszfor koncentrációját a határértékek tükrében értékelve, mely 2 mg L -1, meg kell állapítanunk, hogy ezen paraméter koncentrációja csak 2002-ben volt megfelelő szinten, 2001-ben a működési periódus első felében öt, 2003-ban hat alkalommal is mértünk határérték feletti koncentrációt.

51

Összes foszfor 2001

Orto-foszfát foszfor 2002

10

5

2001

2002 4

orto-foszfát P (mg/l)

összes foszfor (mg/l)

8

6

4

2

3

2

1

0

0 EF

H1

H2

W1

W2

EF

H1

H2

W1

W2

minták

minták

Orto-foszfát foszfor 2003 6

2003

orto-foszfát P (mg/l)

5

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

4

medián

3

90. percentilis 10. percentilis

2

 1

szélsőségesen eltérő adatok

0 EF

H1

H2

W1

W2

minták

26. ábra. A rendszer tavaiban mért ortofoszfát foszfor koncentrációk box plot diagramja (2001-2003) 2001-ben az ortofoszfát foszfor koncentrációja szignifikánsan magasabb volt az intenzív harcsatelep elfolyóvizében, mint a halastavakban és a vízinövényes tavakban, a 2. halastó és a 2. vízinövényes tó ortofoszfát-tartalma nem különbözött egymástól (függelék 33. táblázat). 2002-ben szintén szignifikánsan magasabb volt az elfolyóvíz ortofoszfát koncentrációja, mint a tavakban mért értékek, továbbá a tavak között is statisztikailag kimutatható volt a különbség, az ortofoszfát-P mennyisége csökkent a rendszerben (függelék 44. táblázat). 2003-ban a haltermelő telep elfolyóvize és az 1. halastó tért el szignifikánsan a többi tóegységtől, a 2. halastó után már nem csökkent kimutatható mértékben az ortofoszfát-P koncentrációja (függelék 55. táblázat, 26. ábra).

52

Összes foszfor 2001

Összes foszfor 2002

10

7

2001

2002

6

összes foszfor (mg/l)

összes foszfor (mg/l)

8

6

4

5

4

3

2

2

1 0

0 EF

H1

H2

W1

minták

W2

EF

H1

H2

W1

W2

minták

Összes foszfor 2003

12

2003

összes foszfor (mg/l)

10

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

8

medián

6

90. percentilis 10. percentilis

4

 2

szélsőségesen eltérő adatok

0 EF

H1

H2

W1

W2

minták

27. ábra. A rendszer tavaiban mért összes foszfor koncentrációk box plot diagramja (2001-2003) Az összes foszfor koncentrációkat elemezve hasonló különbségeket találtunk az egyes mintavételi helyek között, természetesen az összes foszfor mennyisége nagyobb tartományban változott, mint az ortofoszfát foszfor (függelék 45. táblázat és 56. táblázat, 27. ábra). Annyi eltérést találtunk, hogy 2001-ben a 2. halastó és a vízinövényes tavak összes foszfor tartalma nem különbözött szignifikánsan egymástól, ezeknél a tavaknál magasabbnak bizonyult az 1. halastóban és a legnagyobbnak az elfolyóvízben mért koncentráció (függelék 34. táblázat).

53

4.1.2.7. Kémiai oxigénigény (KOIsMn) Az intenzív harcsatelep elfolyóvizében mért KOI mindhárom évben szignifikánsan nagyobb volt, mint a tavakban mért értékek (28. ábra). 2001-ben csak az 1. vízinövényes tó különbözött a többi tóegységtől (függelék 27. táblázat), 2002-ben a 2. halastóban szignifikánsan kisebb KOI értéket találtunk, mint az 1. halastóban, és a 2. vízinövényes tóban szignifikánsan kisebb volt a KOI, mint a többi tó vízmintáiban mért érték (függelék 38. táblázat). 2003-ban nem volt szignifikáns különbség a tavak KOI koncentrációja között (függelék 49. táblázat). KOI 2001 2

Kémiai oxigénigény 2002 30

25

2001

2002

20

kémiai oxigénigény (mg/l)

kémiai oxigénigény (mg/l)

25

20

15

10

15

10

5

5

0 EF

H1

H2

W1

0

W2

EF

H1

H2

W1

W2

minták

minták

Kémiai oxigénigény 2003 50

2003

kémiai oxigénigény (mg/l)

40

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

30

medián 90. percentilis 20

10. percentilis

 10

szélsőségesen eltérő adatok

0 EF

H1

H2

W1

W2

minták

28. ábra. A halastavak és a vízinövényes tavak vízmintáiban mért permanganátos kémiai oxigénigény box plot diagramja (2001-2003)

54

4.1.2.8. Biokémiai oxigénigény 2002-ben és 2003-ban meghatároztuk az intenzív harcsatelep elfolyóvizének és a rendszer kifolyó műtárgyának (2. vízinövényes tó) ötnapos biokémiai oxigénigényét (BOI5). Az elfolyóvíz BOI5 értéke szignifikánsan nagyobb volt, mint a vízkezelő rendszerből kifolyó vízé (P<0,001). A harcsatelep elfolyóvizében mért BOI 5 34,8 és 87,6 mg L-1 tartományban változott 2002-ben, valamint 33,8 és 132,5 mg L-1 között 2003-ban. A 2. vízinövényes tó mintáiban 2002-ben 0,3 és 12,7 mg L-1 értékek között, 2003-ban 0,8 és 10,4 mg L-1 között mértük a BOI5-t (29. ábra). A biokémiai oxigénigény a kezelt elfolyóvízben mindhárom évben a határértéken belül maradt (25 mg L-1), nem haladta meg a 20 mg L-1 értéket sem. 100

100 W2

BOI5 (mg/l)

EF 80

80

60

60

40

40

20

20

0 2002. ápr.

2002. máj.

2002. jún.

2002. júl.

2002. 2002. 2002. aug. szept. okt.

0 2002. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. nov. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov. dec.

29. ábra. A biokémiai oxigénigény (BOI5) változása az intenzív harcsatelep elfolyóvizében és a vízkezelő rendszer kifolyó vízmintáiban 2002 és 2003 években

4.1.2.9. Lebegőanyagok A lebegőanyagok koncentrációja folyamatosan változik a halastavakat érő fizikai és biológiai folyamatoknak köszönhetően, így a lebegőanyagok koncentrációjának változását ábrázoló diagramok is folyamatos fluktuációt mutatnak (30-33. ábrák). Az átlagokat tekintve 2002-ben mértük a legmagasabb értékeket, és megállapítható, hogy mindhárom évben a szerves lebegőanyag az összes lebegőanyag 40-50 %-át tette ki az 1. halastóban (függelék 22. táblázat).

55

koncentráció (mg/l)

180

180

180

160

160

160

140

140

140

120

120

120

100

100

100

80

80

80

60

60

60

40

40

40

20

20

20

0 0 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. máj. jún. júl. aug. szept. okt. márc ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. nov. . .

szerves lebegőanyag összes lebegőanyag

0 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. .

30. ábra. A szerves lebegőanyag és az összes lebegőanyag koncentrációjának változása az 1. halastóban a kísérleti években

180

180

180

160

160

160

140

140

140

120

120

120

100

100

100

80

80

80

60

60

60

40

40

40

20

20

20

koncentráció (mg/l)

szerves lebegőanyag

0 0 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. máj. jún. júl. aug. szept. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept okt. nov. .

összes lebegőanyag

0 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt.

31. ábra. A szerves lebegőanyag és az összes lebegőanyag koncentrációjának változása a 2. halastóban a kísérleti években A lebegőanyagok koncentrációváltozása nagyfokú volt a 2. halastóban is, megfigyeltük, hogy a szerves lebegőanyag aránya átlagosan kevesebb volt, mint 50 % (2001-ben 40 %, 2002-ben 41 %, 2003-ban 35 %), vagyis a magas lebegőanyag koncentrációt nagyobb részben a szervetlen részecskék okozták. A 2002 és 2003 években mért nagyobb lebegőanyag-mennyiség a tóban alkalmazott levegőztetéssel magyarázható (31. ábra). Az 1. vízinövényes tóban az összes lebegőanyag koncentrációja 20 mg L-1 alatti tartományban változott, néhány kiugró értéktől eltekintve 2001 és 2002 években. 2003ban magasabb volt az összes lebegőanyag mennyisége, az átlagok alapján megközelítőleg a kétszerese az előző években mért értéknek (függelék 24. táblázat, 32. ábra)

56

A 2. vízinövényes tóra általában az alacsony lebegőanyag tartalom volt a jellemző mindhárom évben, egyes kiugró értékektől eltekintve az összes lebegőanyag koncentrációja az évek túlnyomó részében 10 mg L-1 alatt maradt (33. ábra).

60

60

60

50

50

50

40

40

40

30

30

30

20

20

20

10

10

10

koncentráció (mg/l)

összes lebegőanyag

0 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. szept.

0 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. okt. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov.

szerves lebegőanyag

0 2003. máj.

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

2003. szept.

2003. okt.

32. ábra. A szerves lebegőanyag és az összes lebegőanyag koncentrációjának változása az 1. vízinövényes tóban a kísérleti években 60

60

60

50

50

50

szerves lebegőanyag

koncentráció (mg/l)

összes lebegőanyag 40

40

40

30

30

30

20

20

20

10

10

10

0 2001. máj.

2001. 2001. jún. júl.

0 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. 2002. aug. szept. okt. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt.

0 2003. máj.

2003. jún.

2003. júl.

2003. aug.

2003. szept.

2003. okt.

33. ábra. A szerves lebegőanyag és az összes lebegőanyag koncentrációjának változása a 2. vízinövényes tóban a kísérleti években Az összes lebegőanyag kibocsátási határértéke elég magas, 100 mg L-1 az egyéb védett területek esetében, a vízkezelő rendszerből távozó vízben a mintavételek alkalmával egy minta kivételével 40 mg L-1 alatti összes lebegőanyag koncentrációt mértünk.

57

2001-ben a harcsatelep elfolyóvizének összes lebegőanyag-tartalma szignifikánsan magasabb volt, mint a rendszer tavaiban mért értékek, a halastavak mintáiból csak P=0,065 valószínűségnél mutatható ki különbség, míg a vízinövényes tavak lebegőanyag koncentrációja szignifikánsan kisebb volt, mint az előző egységben mért mennyiség (függelék 35. táblázat). 2002-ben a 2. halastóban szignifikánsan nagyobb volt az összes lebegőanyag koncentrációja, mint az intenzív telep elfolyóvizében, a vízinövényes tavakban már kisebb értékeket mértünk, a vízinövényes tavak lebegőanyag-tartalma között nem volt kimutatható eltérés (függelék 46. táblázat, 34. ábra). Összes lebegőanyag 2002

Szerves lebegőanyag 2001 180 160

2001

120

összes lebegőanyag (mg/l)

összes szerves lebegőanyag (mg/l)

140

100

80

60

40

2002

140 120 100 80 60 40

20

20 0 EF

H1

H2

W1

0

W2

EF

minták

H1

H2

W1

W2

minták

Összes lebegőanyag (mg/l) 160

összes lebegőanyag (mg/l)

140

2003

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

120 100

medián

80

90. percentilis 60

10. percentilis



40

szélsőségesen eltérő adatok

20 0 EF

H1

H2

W1

W2

minták

34. ábra. A rendszer tavaiban mért összes lebegőanyag koncentrációk box plot diagramja 2003-ban az előző évhez hasonlóan a halastavakban növekedett az összes lebegőanyag mennyisége az elfolyóvízhez viszonyítva, a vízinövényes tavakban viszont csökkenést tapasztaltunk és a 2. vízinövényes tó lebegőanyag koncentrációja szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a többi mintavételi helyre jellemző érték (függelék 57. táblázat).

58

Szerves lebegőanyag 2002

Szerves lebegőanyag 2001 140

2001

120

összes szerves lebegőanyag (mg/l)

összes szerves lebegőanyag (mg/l)

140

100

80

60

40

20

0 EF

H1

H2

W1

minták

2002

120

100

80

60

40

20

0

W2

EF

H1

H2

W1

W2

minták

Szerves lebegőanyag 2003

összes szerves lebegőanyag (mg/l)

100

2003

80

harmadik kvartilis (75th percentils) első kvartilis (25th percentils)

60

medián 40

90. percentilis 10. percentilis



20

szélsőségesen eltérő adatok

0 EF

H1

H2

W1

W2

minták

35. ábra. A rendszer tavaiban mért szerves lebegőanyag koncentrációk box plot diagramja (2001-2003) A szerves lebegőanyag tekintetében 2001-ben szignifikánsan magasabb koncentrációt találtunk az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében, mint a rendszer tavaiban. A szerves lebegőanyag-tartalom a két halastóban azonosnak mondható, ennél az 1. vízinövényes tóban szignifikánsan kisebb értékeket mértünk, és a szerves lebegőanyag koncentrációja tovább csökkent a vízkezelő rendszer kifolyó műtárgyából vett mintákban (függelék 36. táblázat). 2002-ben és 2003-ban nem tudtunk szignifikáns különbséget kimutatni az elfolyóvíz és a halastavakban mért szerves lebegőanyag koncentrációk között (2003-ban az 1. halastóban kisebb volt a koncentráció, mint az elfolyóvízben és a 2. halastóban), viszont mindkét vízinövényes tóban kisebb koncentrációt találtunk, mint az előző tóegységben (függelék 47. táblázat és 58. táblázat, 35. ábra).

59

4.1.2.10.

Klorofill-a

A halastavak klorofill-a tartalmában a működés első két éve alatt szignifikáns eltérés nem volt megfigyelhető (P>0,05). Ugyanakkor 2003-ban a 2. halastóban a klorofill-a koncentráció szignifikánsan magasabb volt az első halastóban mértnél (P<0,05). A rendszer működése alatt a vízinövényes tavak hatékonyan csökkentették a halastavakból érkező víz klorofill-a tartalmát. Mindkét vízinövényes tó vízmintáinak klorofill-a tartalma szignifikánsan alacsonyabb volt, mint a bekerülő vízé. Az 1. vízinövényes tó mintegy ötödére, a 2. vízinövényes tó harmadára csökkentette a belépő víz klorofill-a tartalmát. A vízinövényes tavakban a klorofill-a koncentráció átlagosan 92 %-kal lett kisebb (36. ábra). 500 H1 H2 W1 W2

-1

klorofill-a (ug L )

400 300 200 100 0 2001. máj.

2001. jún.

2001. júl.

2001. aug.

2001. 2002. szept. márc.

2002. ápr.

2002. máj.

2002. jún.

2002. júl.

2002. 2002. aug. szept.

2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. 2003. márc. ápr. máj. jún. júl. aug. szept. okt. nov.

36. ábra. A klorofill-a koncentrációjának változása a rendszer tavaiban a kísérleti években 4.2. Az üledék tápanyagtartalma A tavak üledékének felső 10 cm vastagságú rétegéből vett minták alapján a szervesanyagtartalom 2001-ben nyáron a 2. halastóban volt a legmagasabb, lényeges felhalmozódást nem mértünk, egyedül a 2. vízinövényes tóban figyeltünk meg növekvő trendet (R2=0,92), a halastavakban 48 és 70 g kg-1 között, a vízinövényes tavakban 41 és 63 g kg-1 tartományban változott a szerves anyag mennyisége (37. ábra). Nem találtunk szignifikáns különbséget az egyes tavak üledékének szervesanyag-tartalma között, csak a két vízinövényes tó üledékében mért szerves anyag mennyiség különbözött szignifikánsan egymástól (P=0,019). A 2. vízinövényes tóból vett minták a szerves anyag mennyiségének növekedését mutatták (R2=0,80). A tavak üledékének nitrogéntartalma 2001. júliusában a halastavakban volt a legmagasabb, a szárazanyagra vonatkoztatott nitrogén koncentráció 0,5 és 1,35 g kg-1 között változott. Szignifikáns eltérés a tavak között nem volt. 2001-ben az üledék foszfortartalma az 1. halastóban volt a legmagasabb és növekvő tendenciájú (R2=0,99). Kismértékű növekedés volt tapasztalható a 2. halastó üledékében is (R 2=0,99), a vízinövényes tavak üledékének foszfortartalma azonban azonos szinten maradt. A tavak között nem találtunk szignifikáns különbséget az üledék foszfortartalma alapján.

60

120

6 jún.

júl.

aug.

jún.

5

összes nitrogén (g kg -1 sza)

szerves anyag (g kg-1 sza)

100 80 60 40 20

júl.

aug.

4 3 2 1

0

0 H1

H2

W1

W2

H1

H2

W1

W2

6

összes foszfor (g kg -1 sza)

5

jún.

júl.

aug.

4 3 2 1 0 H1

H2

W1

W2

37. ábra. A vízkezelő rendszer tavainak üledékében mért szervesanyag-, összes nitrogénés összes foszfortartalom alakulása 2001-ben 2002-ben, február és november között, hat alkalommal mértük az üledék tápanyagtartalmát. A tavak üledékének szervesanyag-tartalma nem változott lényegesen, a nagyobb értékeket a két halastóban mértük, felhalmozódást nem tapasztaltunk. Az üledék nitrogéntartalma sajátos módon változott a vizsgált periódusban: az időszak nagyobb részében (augusztusig) növekedett, utána fokozatosan csökkent, de nem érte el a kiindulási értéket. A mintavételi helyek üledékének szervesanyag- és nitrogéntartalmában nem volt szignifikáns eltérés. A foszfortartalom az üledékben hasonlóan alakult, mint 2001-ben: a két halastóban növekvő trendet figyeltünk meg (R2=0,59 és 0,56), a két vízinövényes tóban nem találtunk emelkedést a vizsgált periódusban (38. ábra). Az 1. halastóban mért foszformennyiség szignifikánsan magasabb volt, mint a többi tóban meghatározott értékek (P=0,006; 0,022; 0,014).

61

120

12 febr. aug.

ápr. szept.

jún. nov.

júl.

febr. aug.

10

összes nitrogén (g kg-1 sza)

-1 sza) szerves anyag (g kg

100 80 60 40 20

ápr. szept.

jún. nov.

júl.

8 6 4 2

0

0 H1

H2

W1

W2

H1

H2

W1

W2

6

összes foszfor (g kg-1 sza)

5

febr.

ápr.

jún.

aug.

szept.

nov.

júl.

4 3 2 1 0 H1

H2

W1

W2

38. ábra. A vízkezelő rendszer tavainak üledékében mért szervesanyag-, összes nitrogénés összes foszfortartalom alakulása 2002-ben 2003-ban ugyancsak hat alkalommal vettünk üledékmintákat (április és október között), az 1. halastóból a befolyó és kifolyó között, a tó hossztengelye mentén három különböző ponton is meghatároztuk a tápanyagtartalmat (39. ábra). Az üledék szerves-anyagtartalma 2003-ban változatos képet mutatott: az alacsonyabb értékeket a júniusban és októberben mértük, kivéve az 1. halastó befolyóhoz közeli 1. mintavételi pontját, ahol októberben találtuk a legmagasabb értéket. A kísérleti periódus három évét összehasonlítva megállapítható, hogy sem a halastavak, sem a vízinövényes tavak üledékében a szerves anyag felhalmozódása nem következett be. Szignifikáns különbség a tavak üledékének szerves anyag koncentrációja között nem volt. Az üledék nitrogéntartalmában 2003-ban mind a halastavakban, mind a vízinövényes tavakban enyhe emelkedés volt tapasztalható, a trendvonal korrelációs koefficense csak a 2. vízinövényes tóban mutatott szignifikáns növekedést (R2=0,44). A három évet összehasonlítva elmondható, hogy nem volt megfigyelhető egyértelmű növekedés a nitrogéntartalomban egyik tóegység üledékében sem. Szignifikáns különbség a tavak üledékének nitrogén koncentrációja között szintén nem volt ebben az évben.

62

Eltérően a 2001-2002-ben bekövetkezett foszfortartalom növekedéstől, 2003-ban az 1. halastó üledékében a foszfortartalom kis mértékben csökkent, a 2. halastóban pedig azonos szinten maradt a vizsgált periódusban. A két vízinövényes tó üledékének foszfortartalma azonban ugyanúgy nem változott, mint az azt megelőző két évben. A három kísérleti évet összehasonlítva tehát megállapítható, hogy a halastavakban az első két évben emelkedett, a harmadikban csökkent, a vízinövényes tavakban pedig mindvégig azonos szinten maradt az üledék foszfortartalma. Az 1. halastó három mintavételi pontja között, valamint a két vízinövényes tó között nem találtunk szignifikáns különbséget, de egyébként minden tóegység üledékének foszfortartalma szignifikánsan különbözött egymástól.

120

12 ápr.

máj.

jún.

aug.

szept.

okt.

10 összes nitrogén (g kg-1 sza)

-1 sza) szerves anyag (g kg

100 80 60 40 20

ápr.

máj.

jún.

aug.

szept.

okt.

8 6 4 2

0

0 H1/1

H1/2

H1/3

H2

W1

W2

H1/1

H1/2

H1/3

H2

W1

W2

6 ápr. aug.

összes foszfor (g kg-1 sza)

5

máj. szept.

jún. okt.

4 3 2 1 0 H1/1

H1/2

H1/3

H2

W1

W2

39. ábra. A vízkezelő rendszer tavainak üledékében mért szervesanyag-, összes nitrogénés összes foszfortartalom alakulása 2003-ban

63

4.3. Tisztítási hatékonyság Az 1. halastavat érte a legnagyobb tápanyagterhelés, a viszonylag kis felületű halastó 2001-ben feldolgozta, illetve megkötötte az összes nitrogén 20 %-át, az összes foszfor 64 %-át, az összes lebegőanyag 60 %-át és a szerves lebegőanyag mennyiségének 74 %-át. A második halastó további tápanyagokat távolított el az 1. halastóból érkező vízből: az elfolyóvízzel bekerült összes nitrogén további 29 %-át és az összes foszfor 13 %-át. A lebegőanyagok mennyisége nem csökkent a 2. halastóban az előző tóhoz képest, némileg nőtt is az összes lebegőanyagot tekintve. Figyelemre méltó a vízinövényes tavak lebegőanyag eltávolítási kapacitása: az 1. vízinövényes tó 45 %-kal növelte az összes lebegőanyag és 23 %-kal a szerves lebegőanyag eltávolításának hatásfokát. A 2. vízinövényes tó további 4 %-kal csökkentette az összes lebegőanyagok mennyiségét. A rendszer a bekerült ammónium-N, ortofoszfát, összes lebegőanyag és szerves lebegőanyag mennyiségének legalább 90 %-át eltávolította 2001-ben. A többi paraméterre kapott értékek – az ásványi nitrogénre 78 %, a szerves kötésű nitrogénre 68 %, az összes nitrogénre 67 %, az összes foszforra 78 % – azt mutatják, hogy a rendszer feldolgozta vagy megkötötte ezeknek a tápanyagformáknak is legalább a kétharmadát (15. táblázat). 15. táblázat. A vízkezelő rendszer tavaiban számított százalékos tisztítási hatékonyság 2001-ben paraméter kémiai oxigénigény nitrát nitrogén nitrit nitrogén ammónium nitrogén ásványi nitrogén szerves kötésű nitrogén összes nitrogén ortofoszfát foszfor összes foszfor összes lebegőanyag szerves lebegőanyag

H1 43% -85% -340% 37% 11% 30% 20% 81% 64% 60% 74%

H2 47% -83% -278% 76% 47% 55% 49% 92% 77% 47% 72%

W1 50% -20% -129% 90% 64% 68% 65% 95% 79% 92% 95%

W2 47% 34% 27% 90% 78% 68% 67% 92% 78% 96% 95%

Az 1. halastóban 2002-ben az intenzív telepről érkező elfolyóvíz összes nitrogén koncentrációja 44 %-kal, az összes foszforé 59 %-kal, a szerves lebegőanyag mennyisége 33 %-kal csökkent, az összes lebegőanyag koncentráció 12 %-kal nőtt. A 2. halastó további tápanyagokat távolított el az 1. halastóból befolyó vízből: az összes nitrogén további 16 %-át és az összes foszfor 21 %-át. A lebegőanyagok mennyisége nem csökkent a 2. halastóban az előző tóhoz képest, 26 %-kal emelkedett az összes lebegőanyagot és 6 %-ot a szerves lebegőanyagot tekintve. A vízinövényes tavak távolították el a bekerült és a halastavakban megnövekedett lebegőanyagok jelentős részét: az 1. vízinövényes tó 116 %-kal növelte az összes lebegőanyag és 51 %-kal a szerves lebegőanyag 64

eltávolításának hatásfokát. A 2. vízinövényes tó további 3 %-kal csökkentette mind a szerves, mind az összes lebegőanyag mennyiségét. Az összes nitrogén eltávolítási hatékonysága 20 %-kal nőtt az 1. vízinövényes tóban és további 10 %-kal az utolsó tóegységben. Az összes foszfor koncentrációjában mindkét vízinövényes tóban 4%-os csökkenést figyelhettünk meg. Így a rendszer 2002-ben átlagosan a harcsatelep elfolyóvizének ammónium-N koncentrációját 97 %-kal, a szervetlen kötésű nitrogén 71 %-kal, a szerves kötésű nitrogénét szintén 71 %-kal, az összes nitrogénét 90 %-kal az ortofoszfát foszfor mennyiségét 91 %-kal, az összes foszforét 88%-kal, az összes és szerves lebegőanyag-tartalmat egyaránt 81 %-kal mérsékelte (16. táblázat). 16. táblázat. A vízkezelő rendszer tavaiban számított százalékos tisztítási hatékonyság 2002-ben paraméter kémiai oxigénigény biokémiai oxigénigény nitrát nitrogén nitrit nitrogén ammónium nitrogén ásványi nitrogén oldott szerves nitrogén formált szerves nitrogén szerves kötésű nitrogén összes nitrogén ortofoszfát foszfor összes foszfor összes lebegőanyag szerves lebegőanyag

H1

H2

W1

W2

29% -867% -2672% 84% 44% 47% 31% 44% 44% 63% 59% -12% 33%

41% -867% -1801% 95% 59% 67% 39% 63% 60% 83% 80% -38% 27%

46% -301% -434% 94% 81% 74% 50% 70% 80% 88% 84% 78% 78%

53% 90% -23% -65% 97% 93% 75% 51% 71% 90% 91% 88% 81% 81%

2003-ban az 1. halastó eltávolította az összes nitrogén 38 %-át, az összes foszfor 53 %-át, az összes lebegőanyag 20 %-át és a szerves lebegőanyag mennyiségének 49 %-át. A 2. halastó tovább csökkentette a potenciális szennyezőanyagok koncentrációját az 1. halastóból érkező vízben: az elfolyóvízzel bekerült összes nitrogén további 23 %-kal és az összes foszfor 13 %-kal mérséklődött. A lebegőanyagok mennyisége nem csökkent a 2. halastóban, az előző tóhoz képest az összes lebegőanyag koncentrációja 61 %-kal, a szerves lebegőanyagé 27 %-kal nőtt. A vízinövényes tavak a lebegőanyag eltávolításában ebben az évben is döntő szerepet játszottak: az 1. vízinövényes tó 106 %-kal növelte az összes lebegőanyag, és 49%-kal a szerves lebegőanyag eltávolításának hatásfokát. A 2. vízinövényes tó tovább csökkentette a lebegőanyagok mennyiségét, 22 %-kal az összes lebegőanyag és 15 %-kal a szerves lebegőanyag tekintetében. Az összes nitrogén eltávolítási hatékonysága 7 %-kal nőtt az 1. vízinövényes tóban és további 5 %-kal az utolsó tóegységben. Az összes foszfor koncentrációja az 1. vízinövényes tóban 4 %-kal, a 2. vízinövényes tóban további 1 %-kal volt kisebb, mint a tóba érkező koncentráció. Így a rendszer 2003-ban átlagosan a harcsatelep elfolyóvizének ammónium-N koncentrációját 65

96%-kal, a szervetlen kötésű nitrogénét 87 %-kal, a szerves kötésű nitrogénét 62 %-kal, az összes nitrogénét 73 %-kal az ortofoszfát foszfor mennyiségét 83 %-kal, az összes foszforét 71 %-kal, az összes és a szerves lebegőanyag-tartalmat 87, illetve 86 %-kal csökkentette (17. táblázat). 17. táblázat. A vízkezelő rendszer tavaiban számított százalékos tisztítási hatékonyság 2003-ban paraméter kémiai oxigénigény biokémiai oxigénigény nitrát nitrogén nitrit nitrogén ammónium nitrogén ásványi nitrogén oldott szerves kötésű nitrogén formált szerves kötésű nitrogén szerves kötésű nitrogén összes nitrogén ortofoszfát foszfor összes foszfor összes lebegőanyag szerves lebegőanyag

H1 48% -31% -3810% 63% 23% 45% 57% 49% 38% 63% 53% 20% 49%

H2 49% -15% -1978% 94% 66% 51% 69% 58% 61% 82% 66% -41% 22%

W1 51% 15% -814% 91% 76% 52% 78% 61% 68% 82% 70% 65% 71%

W2 54% 90% 20% -5% 96% 87% 54% 76% 62% 73% 83% 71% 87% 86%

Az elfolyóvíz összetételének változásai miatt különböző tápanyagterhelés érte a rendszert a három év folyamán, ezért a százalékos tisztítási hatékonyság számítása alkalmas a rendszeren belüli elemzésre az adott évben, de nem megfelelő az egyes évek összehasonlítására. Ezért a vízkezelő rendszer három éves működésének jellemzésére a heti vízkémiai analízisek értékeinek átlagát ábrázoltuk (40-48. ábrák). A nitrát nitrogén alacsony koncentrációban volt jelen az intenzív haltermelő telep elfolyóvizében, még a 2003-ban megfigyelt koncentráció-növekedés is átlagosan csak 0,5 mg L-1 értéket eredményezett. A halastavakban megnövekedett a nitrát koncentrációja, tehát az eltávolítási hatékonyság negatív volt, ez egyértelműen jelzi a bekerült ammónium és szerves nitrogénvegyületek bakteriális átalakítását nitráttá, amely kedvező folyamat a vízkezelő rendszerekben. A 40. ábrán az is látható, hogy a vízinövényes tavakban csökkent ugyan a nitrátkoncentráció, de a tórendszerből kifolyó víz 2002-ben több nitrátot tartalmazott, mint a rendszerbe az elfolyóvízzel érkező koncentráció, vagyis a tisztítási hatékonyság a nitrát esetében negatív volt: -23 %. De még ez a 20 %-os emelkedés is alacsony nitrát nitrogén koncentrációt jelentett a tisztított vízben.

66

2,5

Nitrát-N (mg L-1 )

2,0 1,5 1,0 0,5 2003 2002

0,0 EF

H1

2001

H2

W1

W2

40. ábra. A nitrát nitrogén átlagos koncentrációja az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében és a vízkezelő tavakban (2001-2003) 2003-ban nem tapasztaltuk a nitrát-N koncentráció jelentősebb emelkedését a halastavakban, bár a tisztítási hatékonyság negatív volt ebben az évben is a halastavakban. A rendszerből kifolyó víz koncentrációja magasabb volt, mint az előző két évben, ha az elfolyóvízhez hasonlítjuk a kezelt víz nitrát-N koncentrációját, azt tapasztaltuk, hogy a távozó víz nitrát-tartalma 20%-kal csökkent a rendszeren áthaladva (17. táblázat).

1,6

Nitrit-N (mg L-1 )

1,2

0,8

0,4 2003 2002

0,0 EF

H1

2001

H2

W1

W2

41. ábra. A nitrit nitrogén átlagos koncentrációja az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében és a vízkezelő tavakban (2001-2003)

67

Az elfolyóvízben található nitrition esetében is hasonló a helyzet, mint a nitrát nitrogénnél tapasztaltak, a bejutó koncentráció elhanyagolhatóan alacsony volt minden évben, és a halastavakban emelkedett meg jelentősen a nitrit-N tartalom. A nitrit toxicitása miatt ez a jelenség nem kedvező a halastavakban, különösen az 1. tóban volt magas a nitrit koncentrációja 2002-ben és 2003-ban. A nitrit az ammónium nitráttá történő átalakításának közti terméke, valószínűsíthető, hogy az oldott oxigén alacsony koncentrációja lassította ezt lépést, és ez okozta a nitrit felhalmozódását az 1. halastóban. A következő egységekben a nitrit-N koncentrációja fokozatosan csökkent és a rendszer kifolyó vizében már alacsony mennyiségben volt jelen. A bekerülő nitrit-N értékek átlaga hasonló volt mindhárom évben, viszont 2002-ben több nitrit-N távozott, így a rendszer eltávolítási hatásfokát alacsonyabb találtuk: 2001-ben 27 %, 2002-ben –65 %, míg 2003ban –5 % értékeket kaptunk. A befolyó alacsony nitrit koncentrációkat figyelembe véve ezek a százalékos arányok elfogadhatóak és a 41. ábrán jól látható, hogy a vízinövényes tavak fontos szerepet játszottak a nitrit nitrogén eltávolításban. Feltételezésünk szerint mind a nitrit, mind a nitrát nitrogén koncentrációjának csökkenése a vízinövényes tavakban lejátszódó denitrifikációs folyamatoknak tudható be, anaerob körülmények között a nitrát molekuláris nitrogénné alakul és a légkörbe távozik. A nitrát nitrogén eltávolításában a növények felvétele is szerepet játszhatott.

-1

Ammónium-N (mg L )

10 8 6 4 2 2003 2002

0 EF

H1

2001

H2

W1

W2

42. ábra. Az ammónium nitrogén átlagos koncentrációja az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében és a vízkezelő tavakban (2001-2003) 2001-ben az átlagosan 2 mg L-1 alatti ammónium-nitrogén koncentráció fokozatosan csökkent a halastavakon és a vízinövényes tavakon áthaladva, az 1. halastóban 37 %-kal, a 2. halastóban 76 %-kal volt alacsonyabb az ammónium nitrogén szint, mint a bejutott koncentráció. Az rendszer ammónium eltávolítási hatásfoka 90% volt ebben az évben (15. táblázat). 68

2002-ben magasabb ammónium-N koncentráció jellemezte a harcsatelep elfolyóvizét (42. ábra), amely magas pH értékek esetén erősen toxikus ammóniává (NH3) alakulhat, ami veszélyezteti a halak túlélését. Az elfolyóvízzel érkező ammónium-N koncentrációjának jelentős része (84 %) már az 1. halastóban átalakult más, kevésbé mérgező vagy nem toxikus nitrogénvegyületté, így nem veszélyeztette a haltermelést a tavakban. A 2. halastóban tovább csökkent az ammónium-N tartalom, és a teljes rendszer tisztítási hatásfoka elérte a 97 %-ot. A következő évben a befolyó ammónium-N koncentráció a felére csökkent, és ez a mennyiség a tavakban könnyen átalakult más nitrogénformákká, így az ammónium nem jelentett kockázatot a halak túlélésre 2003-ban. A százalékos tisztítási hatékonyság ebben az évben 96 % volt, a rendszer igen jó hatásfokkal távolította el a potenciálisan toxikus ammóniumot mindhárom évben.

Szerves kötésű N (mg L-1 )

10

8 6 4 2 2003 2002

0 EF

H1

2001

H2

W1

W2

43. ábra. A szerves kötésű nitrogén átlagos koncentrációja az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében és a vízkezelő tavakban (2001-2003) A szerves kötésű nitrogén eltávolítási hatékonyságát értékelve szembetűnő különbséget tapasztaltunk az évek között. 2001-ben a nitrogén terhelés túlnyomó része szerves formában jutott be a tórendszerbe, az eltávolítás hatásfoka 55 %-os volt a két halastó után és az 1. vízinövényes tó további 13 %-kal növelte a hatékonyságot, az egész rendszer tisztítási hatásfoka 68 %-os volt (15. táblázat).

69

2002-ben kisebb koncentrációban érkeztek a szerves kötésű nitrogénvegyületek az elfolyóvízzel (43. ábra), és a bekerült koncentráció 71 %-kal csökkent a rendszer végére, a 16. táblázat azt is mutatja, hogy az oldott frakció eltávolítása hatékonyabb volt (75 %), mint a formált vegyületeké (51 %). 2003-ban nagyobb koncentrációban kerültek be a szerves kötésű vegyületek a rendszerben, a tavakban mért koncentráció is jelentősen meghaladta a 2002-ben meghatározott értékeket, de kisebb volt, mint a 2001-ben talált mennyiség. A nagyobb terhelés mellett a tórendszer az elfolyóvízzel bejutott szerves kötésű nitrogén koncentráció 62 %-át volt képes eltávolítani, ami koncentráció-értékben kifejezve a többszöröse volt az előző évben eltávolított mennyiségnek. Elsősorban a halastavakban csökkent számottevő mértékben a szerves frakció mennyisége, 1. halastóban 49 %-kal, a 2. halastóban további 9 %-kal, a vízinövényes tavak csupán néhány százalékkal növelték a tisztítási hatékonyságot (17. táblázat).

12

Összes N (mg L-1 )

10 8 6 4 2 2003 2002

0 EF

H1

2001

H2

W1

W2

44. ábra. Az összes nitrogén átlagos koncentrációja az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében és a vízkezelő tavakban (2001-2003) A különböző (szerves és szervetlen kötésű) nitrogénformák koncentrációi között mért eltérések ellenére a három év folyamán az összes nitrogén tartalom hasonló volt az elfolyóvízben (44. ábra). Természetesen az összetétel befolyásolta az összes nitrogénre számított tisztítási hatékonyságot a tórendszerben, amely a különböző nitrogénformák eltávolítási hatékonyságának az eredője volt.

70

2001-ben a szerves kötésű nitrogén volt túlsúlyban a harcsatelep elfolyóvizében, melynek eltávolítási hatékonysága 68 % volt, ehhez állt közel az összes nitrogén eltávolítási hatásfoka is, mely 67 %-os volt ebben az évben. 2002-ben az ammónium-N volt a meghatározó nitrogénvegyület az intenzív telep elfolyóvizében, ez gyorsan átalakult a tórendszerben, és az összes nitrogénre vonatkozó tisztítási hatékonyság közelített az ammónium-N esetében számítotthoz: 90 %-kal csökkent a bekerült nitrogén koncentrációja keresztülhaladva a tavakon. 2003-ban a szervetlen és a szerves kötésű nitrogénvegyületek hasonló arányban voltak jelen a halnevelő telep elfolyóvizében, az összes nitrogénre vonatkoztatott eltávolítási hatásfok kisebb volt ebben az évben, de elérte a 73 %-ot. Az összes nitrogén eltávolításában kiemelt fontosságúnak találtuk a halastavakat, a kísérleti működés alatt 49, 60 és 61 %-kal csökkent a nitrogénformák koncentrációja az első két egységben.

-1

Ortofoszfát-P (mg L )

5

4 3 2 1 2003 2002

0 EF

H1

H2

2001 W1

W2

45. ábra. Az ortofoszfát foszfor átlagos koncentrációja az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében és a vízkezelő tavakban (2001-2003) Az elfolyóvizekkel kijutó foszfornak kulcsszerepe van a természetes vizek eutrofizációjának fokozódásában, ezen belül a reaktív ortofoszfátionok aránya a meghatározó, ez a forma hasznosul közvetlenül a termelő szervezetekben. Ugyanakkor a foszforvegyületek eltávolítása csak kémiai módszerekkel megoldott, biológiai eljárásokkal nehézségekbe ütközik a foszfor kivonása. A foszfor magas koncentrációban volt jelen a kezelt elfolyóvízben, ez jelentette a legkomolyabb szennyezőforrást a természeti környezetre.

71

2001-ben volt a legmagasabb a halnevelő telep elfolyóvizében található ortofoszfát-P koncentráció, ennek ellenére 92%-os hatékonysággal távolították el a vízkezelő tavak a reaktív foszfort. Gyakorlatilag a teljes csökkenés a halastavakban történt, a felújított tavak nagy hatásfokkal kötötték meg a foszfort, a 2. vízinövényes tó néhány százalékkal rontotta a hatásfokot (15. táblázat). 2002-ben mérsékelt foszforterhelést kapott a rendszer, az ortofoszfát koncentrációja 90 %kal csökkent az elfolyóvízben mért értékhez viszonyítva (45. ábra). 2003-ban megközelítőleg harmadával nőtt a bekerülő ortofoszfát mennyisége, a rendszer a megnövekedett terhelés ellenére eltávolította a bekerült ortofoszfát koncentráció 83 %-át. Az ortofoszfát eltávolítás mechanizmusára jellemző volt, hogy a halastavakban kötődött meg az ortofoszfát túlnyomó része, az 1. halastó, mely közvetlenül kapta a terhelést az első évben a bekerült reaktív foszfor 81 %-át, a rákövetkező években 63 %-át távolította el. A két halastó együttesen a beadagolt ortofoszfát 92, 83 illetve 82 %-át vonta ki a három év folyamán.

6

Összes P (mg L-1 )

5 4 3 2 1 2003 2002

0 EF

H1

2001

H2

W1

W2

46. ábra. Az összes foszfor átlagos koncentrációja az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében és a vízkezelő tavakban (2001-2003) Az elfolyóvíz összes foszfor koncentrációja 2001-ben és 2003-ban több mint a kétszerese volt a 2002-ben mért átlagértéknek (46. ábra). A nagyobb koncentráció csökkentette a rendszer hatásfokát, és amíg 2002-ben 88%-os összes foszfor eltávolítást figyelhettünk meg, addig 2001-ben 78%-os és 2003-ban 71% volt a tisztítási hatékonyság.

72

Az ortofoszfát eltávolításához hasonlóan az összes foszfor nagy része szintén a halastavakban kötődött meg. A foszfor kivonásának mechanizmusára jellemző, hogy az élőlények kis foszforigényük miatt csak csekély hányadát építik be a nagy mennyiségben érkező foszfornak. A viszonylag magas eltávolítási hatékonyság az üledék foszforcsapdázó képességének volt köszönhető, a felújított halastavak foszforkötő kapacitása jelentős (BOYD, 1995). Várható, hogy hosszabb idejű működtetés után (5-8 év) az üledék telítődik, és a felső réteget el kell távolítani. Bevált gyakorlat a tavi haltermelésben, hogy a tápanyagok felhalmozódásának elkerülése érdekében a tavakat télen szárazon tartják, azonban ez a foszfor mennyiségében aligha jelent számottevő csökkenést. A felhalmozódott tápanyagok eltávolítása és hasznosítása úgy is lehetséges, hogy egy évre felhagynak a tógazdálkodással, és növénykultúrát telepítenek átmenetileg a mederbe (MÜLLER, 1978).

Összes lebegőanyag (mg L-1 )

100 80 60 40 20 2003 2002

0 EF

H1

2001

H2

W1

W2

47. ábra. Az összes lebegőanyag átlagos koncentrációja az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében és a vízkezelő tavakban (2001-2003) Az elfolyóvízzel nagy mennyiségű lebegőanyag érkezett a tórendszerbe, hiszen az intenzív technológiával járó nagyarányú vízcsere sok el nem fogyasztott tápmaradványt, ürüléket mosott ki a medencékből. 2001-ben magas összes lebegőanyag koncentrációkat mértünk, de az eltávolítás hatásfoka is nagy volt, 96 % az egész rendszerre nézve, és 47 % a halastavakban.

73

2002-ben és 2003-ban a harcsatelep elfolyóvizének összes lebegőanyag-tartalma hasonló volt, és a koncentráció is hasonlóan alakult az egyes tavakban (47. ábra). A levegőztetés és a halak keverő hatása megnövelte a lebegőanyagok mennyiségét a halastavak vízoszlopában. A vízinövényes tavak ezt a magasabb lebegőanyag koncentrációt is képesek voltak hatékonyan csökkenteni, a sűrű növényzet és az élőbevonat szűrőként távolította el a vízből a lebegő részecskéket. A vízinövényes tavaknak köszönhetően a vízkezelő rendszer a bekerült lebegőanyagok 81 %-át távolította el 2002-ben, és a lebegőanyagok csökkentésének hatásfoka 87 % volt 2003-ban.

Szerves lebegőanyag (mg L-1 )

100

80 60 40 20 2003 2002

0 EF

H1

H2

2001 W1

W2

48. ábra. A szerves lebegőanyag átlagos koncentrációja az intenzív halnevelő telep elfolyóvizében és a vízkezelő tavakban (2001-2003) Az elfolyóvízzel bejutó lebegőanyag nagyobb része szerves eredetű volt, a szerves részecskék aránya 2002-ben 78 % volt, 2001-ben és 2003-ban kevesebb, egyaránt 63 % volt. Ez az összetételben mért különbség kismértékű eltérést okozhatott a tisztítási hatékonyságban: 2002-ben alacsonyabb 81 % míg 2001-ben és 2003-ban magasabb 95 %, illetve 86 % volt a szerves lebegőanyag koncentrációjának csökkenése a tórendszerben (48. ábra). A szerves és a szervetlen frakciók meghatározásából kiderült, hogy az összes lebegőanyag koncentrációjának növekedését a halastavakban nem a szerves lebegőanyagok jelenléte okozta, hanem szervetlen részecskék felkeveredése történt az üledékből.

74

4.4. Tápanyagmérleg A tórendszerbe bekerülő és kikerülő vízmennyiségek becslésével kiszámítottuk az egyes évekre vonatkozó anyagmérlegeket. A 49. ábrán látható a kísérleti évek folyamán a tavakba érkező terhelés mennyiségének változása. A legalacsonyabb tápanyagmennyiség 2001-ben jutott a rendszerbe, mivel ebben az évben csak május végén kezdődött a próbaüzem, és az elfolyóvíz adagolása sem történt minden nap, mert még nem ismertük a tavak terhelhetőségét, illetve lehetőség szerint kerültük a levegőztetést. Az anyagmérleg részlegesnek tekinthető, mivel csak a halbiomasszában, a kezelt elfolyóvízben, az üzemelés során kifolyó vízben, és a lecsapoláskor távozó vízben található tápanyagmennyiségeket tudtuk megbecsülni.

SZA

2001

N P

SZA N

2002

P

kifolyó víz hal lecsapolás visszatartás

SZA N

2003

P 0

500

1000

1500

2000

2500

tápanyagmennyiség (kg) (kg)

49. ábra. A nitrogén- és a foszforformák, valamint a szerves anyag részleges mérlege a kísérleti években 2001-ben jelentős mennyiségű nitrogén távozott a vízkezelő rendszerből a működtetés folyamán, mely a bekerült terhelés 34 %-át tette ki. A tavak lecsapolásakor is viszonylag nagy hányada került ki a nitrogénnek, mely az összes bekerült mennyiség 15 %-át jelentette. A bejutó foszfor jelentős része távozott a kezelés után kifolyó vízzel: 28 %, míg a fennmaradó hányad túlnyomó része, 70 % a tórendszerben maradt, az üledékben kötődött meg. A szerves anyag tekintetében is jelentős volt a rendszer visszatartása, a hallal 14 %, a lecsapolt vízzel 8,6 % és a kifolyó vízzel 7,7 % került ki. (18. táblázat)

75

2002-ben elsősorban a tavakba jutó nitrogén és a szervesanyag-terhelés nőtt meg, míg a foszfor mennyisége kis mértékben csökkent. Ez kedvezőbb nitrogén-foszfor arányt eredményezett az elfolyóvízben és a tavakban, ebben az évben tapasztaltuk a legkisebb nitrogén- (6,7 %) és foszforkibocsátást (7,6 %) a működés alatt, illetve a nagyobb népesítési sűrűség miatt ekkor volt a legnagyobb a hallal kivont tápanyagmennyiség. 2003-ban, mivel nem csapoltuk le a tavakat, csak a működtetés során, a kifolyó vízzel és a hallal kerültek ki tápanyagok a rendszerből. Ebben az évben volt a foszforterhelés a legmagasabb, és jelentős volt a kibocsátott foszfor mennyisége is a rendszer kifolyó műtárgyánál (20%). A nitrogénnek 17 %-a és a szerves anyagnak 9,4 %-a távozott az év során a tórendszerből, így a szerves anyag esetében a visszatartás ebben az évben érte el a legmagasabb értéket. 18. táblázat. A különböző formában eltávolított és visszatartott tápanyagok százalékos megoszlása a kísérleti években 2001

SZA N P

terhelés kg % 1890 100 350 100 177 100

kifolyó víz kg % 145 7,7 120 34 50,3 28

SZA N P

terhelés kg % 2260 100 613 100 154 100

kifolyó víz kg % 258 11 40,9 6,7 11,7 7,6

SZA N P

terhelés kg % 1810 100 671 100 318 100

kifolyó víz kg % 170 9,4 112 17 63,2 20

hal kg % 256 14 30,7 8,8 2,62 1,5 2002 hal kg % 507 22 60,7 9,9 5,17 3,4 2003 hal kg % 144 8,0 17,3 2,6 1,47 0,5

lecsapolás kg % 163 8,6 50,8 15 1,50 0,8

visszatartás kg % 1326 70 149 42 123 70

lecsapolás kg % 330 15 70,5 12 9,02 5,9

visszatartás kg % 1165 52 441 72 128 83

lecsapolás kg % -

visszatartás kg % 1496 83 542 81 253 80

A létesített vizes élőhelyekből álló tórendszer évente a tavaszi-nyári-őszi időszakban átlagosan 450 kg ha-1 nitrogén, 200 kg ha-1 foszfor és 1850 kg ha-1 szerves lebegőanyag befogadására és kezelésére volt képes a hároméves kísérleti működés alatt.

76

4.4.1. Halbiomassza A halastavakban történő vízkezelés előnye, hogy a tápanyagok egy része a halbiomasszában hasznosul a működési periódus alatt. A halak amellett, hogy a tavakba bekerülő tápanyagok egy részét a táplálékláncon keresztül felveszik és beépítik, vagy felhasználják, életfolyamataikkal meggyorsítják a tavi ökoszisztéma többi tagjának anyagcseréjét is. A polikultúrában alkalmazott halfajok jelentősége korábbi kísérletek során is igazolódott (KOVÁCS és OLÁH, 1984). A fehér busa jól alkalmazkodott a vízkezelő tavakban kialakult körülményekhez, és magas hozamokat ért el, amint a 19. táblázatban látható. A ponty szerepe elsősorban az üledék felkeverésében volt, táplálék után kutatva a tó üledékéből jelentős mennyiségű kiülepedett tápanyagot képes reszuszpendálni. A ponty kevésbé volt jelentős a tápanyagok beépítésének szempontjából, valószínűleg nem volt elegendő természetes táplálék a tavakban számára a nagyobb mértékű gyarapodáshoz. Az amur sikeresen eltávolította a békalencsét a tavakból, igaz visszafogni csak nagyon kis mennyiségben sikerült, ezért nem szerepel a 19. táblázatban. Ezek az értékek rendre alacsonyabbak, mint takarmányozott trópusi halastavakban a halbiomasszába beépült nitrogén (10-30 %) és foszfor (15-40 %) mennyiségek (AVNIMELECH és LANCHER, 1979; BOYD, 1985; KROM et al., 1985; HARGREAVES, 1998), feltételezhetően a nem kielégítő, vagy nem kiegyensúlyozott táplálék-ellátottság miatt. A hallal eltávolított tápanyagmennyiségek 2001-ben az összes bekerült szerves anyag 14 %-át, a nitrogénnek majd 9 %-át és a foszfornak 1,5 %-át jelentették. 2002-ben az összes bekerült szerves anyag 22 %-a, a nitrogén 10 %-a és a foszfor 3,4 %-a távozott a halhússal. 2003-ban a kisebb népesítési sűrűségből adódóan a hal biomassza-gyarapodása révén az összes bekerült szerves anyag 8 %-a, az összes nitrogén 2,6 %-a és a foszfor 0,5%-a volt eltávolítható (19. táblázat). 19. táblázat. A népesítési és nettó lehalászott halbiomassza, valamint a hallal eltávolított tápanyagmennyiségek 2001-2003 években év

tó

halfaj

2001

1.

busa ponty busa ponty busa ponty busa ponty busa busa

2. 2002

1. 2.

2003

1. 2.

népesítés (kg/tó) 320 128 160 86 397 150 397 150 150 225

nettó hozam (kg/tó) 477 21 430 131 705 114 537 12 131 628

77

szerves anyag (kg) 115,4 5,1 104,1 31,7 170,6 27,6 130,0 2,9 31,7 152,0

nitrogén (kg) 13,8 0,6 12,5 3,8 20,4 3,3 15,6 0,3 3,8 18,2

foszfor (kg) 1,193 0,053 1,075 0,328 1,763 0,285 1,343 0,030 0,328 1,570

4.5. Ökonómiai számítások A halastavakból és vízinövényes tavakból álló vízkezelő rendszer létesítése és működése során felmerülő kiadások részletes elemzését a 2003. év költségadatai alapján végeztük el (BÉKEFI és KEREPECZKI, 2004). A költségeket tekintve az összes beruházási költségen belül közel azonos arányban volt jelen az építés és a berendezések költsége (33,6-34,4 %). Az építési költségeket a földmunkák, a csővezetékek elhelyezése és a villanyszerelési munkák, míg a gépek költségeit a szivattyúk és a levegőztető berendezések jelentették (20. táblázat). 20. táblázat. A vízkezelő rendszer beruházási költségei Megnevezés Tervezés Építés Gépek, berendezések Összes beruházási költség

Beruházási költségek (eFt) 390 3.685 3.760 7.835

Fajlagos költségek (eFt m-3) 3,6 33,6 34,3 71,5

A tavas víztisztító eljárás esetében az amortizálódó eszközök közel 90 %-át a létesített vizes élőhelyek jelentik, melyeknek alacsony az értékromlásuk (2 %). A 2003. évi működési költség 87 %-át a közvetlen költségek és 12 %-át az általános költségek tették ki. A személyi jellegű költségek aránya alacsony, ami azzal magyarázható, hogy a rendszer működtetése egy ember részmunkaidős foglalkoztatásával megoldható (21. táblázat). 21. táblázat. A vízkezelő rendszer működési költségei 2003-ban Megnevezés Anyagjellegű költség Személyi jellegű költség Segédüzemági költség Amortizáció Egyéb közvetlen költség Közvetlen költség összesen Általános költség Összes működési költség

Működési költségek (eFt) 665 390 19 109 19 1.202 180 1.382

Megoszlás (%) 55,3 32,4 0,02 0,09 0,02 87 13 100

Fajlagos költség (Ft m-3) 13 7,8 0,4 2,2 0,4 24 3,6 27,6

A működési költségeken belül a legjelentősebb költségnemet az anyagköltségek jelentették. Az anyagköltségeken belül a legnagyobb arányt a népesítő anyag és az energia tette ki. Az energiaköltség magas aránya megtévesztő lehet, azonban ha a tényleges összeget tekintjük (218 eFt év-1), látható, hogy más rendszerekhez képest elenyésző. A népesítő anyag költségének nagyságát elsősorban az határozta meg, hogy milyen 78

korosztályú, mekkora tömegű és milyen halfajt helyeztek telepítéskor a tavakba. Ha a rendszerben az őszi lehalászáskor a halak értékesítésre kerülnek, az ebből származó bevétel csökkenti az éves kiadásokat. A rendszerbe befolyó víz mennyisége alapján kiszámoltuk a rendszer térfogatra vetített fajlagos beruházási és működtetési költségeit is (20. és 21. táblázat). Az összes fajlagos költségeket tekintve a rendszer beruházásigénye a fenntartók számára kedvező, 70 eFt köbméterenként, nagyobb kapacitású tisztítórendszer esetén még kisebb fajlagos költséggel lehet kalkulálni. A fajlagos működési költségek alapján egy köbméter elfolyóvíz megtisztítása közel 30 Ft-ba került 2003-ban. 4.6. A kísérleti vízkezelő rendszer gyakorlati alkalmazása A dolgozat témáját képező kísérleti vízkezelő rendszer tesztelését a Szarvas-Fish Kft. afrikai harcsa nevelő telepéről kibocsátott elfolyóvízzel végeztük. A kapott eredmények szerint a két halastóból és két vízinövényes tóból álló, összesen egyhektáros kísérleti rendszer napi 300 m3 elfolyóvíz hatékony kezelésére képes a nyári, melegebb periódusban. Ez a haltermelő telep naponta 1200 m3 elfolyóvizet bocsát ki, és emellett a területen működik egy másik, hasonló kapacitású és ugyancsak afrikai harcsát előállító intenzív haltermelő telep napi 1200 m3 elfolyóvíz kibocsátással (Innoflex Kft.). Mindkét haltermelő telep elfolyóvizének befogadója – a HAKI lecsapoló csatornáin keresztül – a Hármas-Körös Szarvas-Békésszentandrási holtága. A hároméves kísérletsorozatban kapott eredmények és a kísérletek során szerzett gyakorlati tapasztalatok alapján javaslatot dolgoztunk ki a két haltermelő telep kibocsátott elfolyóvizének tavi kezelési technológiájára, melynek alapján a két gazdasági társaság és a kutatóintézet elvi vízjogi engedély iránti kérelmet nyújtott be az I. fokú környezetvédelmi, természetvédelmi és vízügyi hatósághoz. Az üzemi méretű vízkezelő rendszer méretezését megalapozó technológiai javaslat kidolgozása során elsősorban a kísérleti vízkezelő rendszer hároméves üzemelési tapasztalataira támaszkodtunk, de figyelembe vettük a két vállalkozás külön igényét ún. planktontermelő tavak létesítésére, megfelelő tófelület, illetve tápanyagfeldolgozó kapacitás biztosítását napi 800 és 1200 m3 közötti mennyiségű elfolyóvíz kezelésére, a két telepről elfolyó víz eltérő összetételét, valamint a téli, hidegebb periódus alacsonyabb tápanyag-eltávolítási hatékonyságát is. Az elvégzett technológiai kísérletek és tápanyagforgalmi vizsgálatok alapján megállapítható volt, hogy napi 1200 m3 elfolyóvíz hatékony tisztításának tóterület igénye a tavaszi-nyári időszakban az Innoflex Kft. esetében minimálisan 3 hektár, a Szarvas-Fish Kft. esetében 4 hektár, napi 800 m3 elfolyóvíz tisztítása esetén pedig 2, illetve 3 hektár. Mivel a vízkezelésre rendelkezésre álló terület összesen csaknem 18 hektár, egy telep esetében közel 9 hektár tófelülettel tervezhettünk (2x0,5 ha planktontermelő tó, 2x3,4 ha halastó és 2x0,5 ha vízinövényes tó) (50. ábra). Így a nagyobb tóterület és a nagyobb tározási kapacitás (hosszabb tartózkodási idő), és emelett a haltermelő telepeken a kibocsátás előtti további vízkezelő egységek tervezett megépítése (Szarvas-Fish), illetve a 79

meglévők működtetése (Innoflex) javíthatja a téli periódusban várható alacsonyabb hatékonyságot. A telepen belül tervezett előzetes vízkezelések ugyanis kiszűrik az elfolyóvízből a formált állapotban lévő tápanyagok jelentős részét, így csökkentik majd a vízkezelő tórendszer jelenlegi adatokkal számított terhelését. A dolgozatban tárgyalt hároméves kísérletsorozat eredményeire alapozva ugyancsak kidolgozás és tervezés alatt áll egy EU társfinanszírozású pályázati program, melynek célja Szarvas város biológiailag tisztított települési szennyvizének utótisztítása, valamint a városi termálfűtés használt termálvizének elhelyezése és tisztítása egy hat tóból álló 75 hektáros tórendszerben. A program kidolgozására és végrehajtására Szarvas Város Önkormányzatának vezetésével egy négytagú konzorcium alakult, melynek további tagjai a Halászati és Öntözési Kutatóintézet, a szarvasi Gyógy-Termál Kft. és a Békés Megyei Vízművek Rt. A program szakmai koncepcióját a területileg illetékes környezetvédelmi hatóság előzetesen elfogadta, a pályázat benyújtására 2006. szeptemberében kerül sor, jóváhagyás esetén 2007. tavaszán indulhat a hároméves félüzemi kísérletsorozat.

80

5.

Összefoglalás

Napjainkban egyre fontosabb kérdés a még meglévő természeti értékeink védelme és fenntartása. Hazánkban különösen a vizes élőhelyek száma csökkent jelentősen a mezőgazdasági művelésbe bevont területek kiterjesztésével. Ez a folyamat elvezetett a természetközeli élőhelyek olyan mértékű zsugorodásához, hogy hatékony természetvédelmi és környezetvédelmi intézkedésekre van szükség megmaradásuk érdekében. A még meglévő élőhelyeket a mezőgazdasági termelésből származó tápanyagkibocsátás is veszélyezteti, tehát szükség van a természeti környezetbe kerülő tápanyagterhelés csökkentésére, lehetőleg olyan módszerekkel, melyek környezetbarát módon előzik meg a szennyezést és a degradációt. A létesített vizes élőhelyek – korlátozott mértékben a természetes vizes élőhelyek is – hatékonynak bizonyultak a különböző forrásból származó szennyvizek és használt vizek tisztításában. A vizes élőhelyekre intenzívebb biológiai aktivitás jellemző, mint a legtöbb más életközösségre, ezért a szennyezőanyagokat is képesek ártalmatlanítani és a biológiai produkció számára szükséges és felvehető tápanyagformákká alakítani. Az átalakítási folyamatok a nap- és a szélenergia, a talaj adottságainak hasznosításával és az élőlények bevonásával mennek végbe. A szennyezés csökkentése a vizes élőhelyeken viszonylag alacsony építési költséggel és kevés beton műtárgy kialakításával megvalósítható. A létesített vizes élőhelyeknek a fenntartása és működtetése a legolcsóbb szennyvízkezelési technológiák egyike. Mivel természetes és megújuló energiaforrások hasznosulnak a vizes élőhelyi rendszerekben, minimális fosszilis energiahordozóra és vegyszerre van szükség. A létesített vizes élőhelyek további előnye, hogy jól illeszkednek a természeti környezetbe, valamint élőhelyet és táplálkozóhelyet biztosítanak a visszaszorulóban lévő vízi szervezeteknek. Kevés olyan kutatási program valósul meg Magyarországon, mely egy agrárágazati kutatóhelyen, alapvetően termelés-technológiafejlesztési alapon környezetvédelmi és ökológiai célokat is magába foglal. Bár a Halászati és Öntözési Kutatóintézetben – volt Haltenyésztési Kutató Intézet és egykori Magyar Királyi Halélettani és Szennyvíztisztító Kísérleti Állomás –, jogelődjeit is figyelembe véve, immár 100 éve folynak a halászatfejlesztési kutatások mellett hidrobiológiai vizsgálatok is, hiszen felismerték a haltermelés vízi környezettel való szoros összekapcsolódását. A sokéves tapasztalat és szellemi tőke, amely felhalmozódott az intézetben, alapot teremtett ahhoz, hogy a mai kor kihívásaira választ adó kutatási projektet valósítsunk meg. Eddig kevéssé vizsgált, újonnan kialakított intenzív haltermelő technológia elfolyóvizének kezelését tűztük ki célul a szintén újonnan felismert, szennyvíztisztításra hasznosítható vizes élőhelyek és halastavak összekapcsolásával kialakított rendszerben.

81

A vizes élőhelyek előnyös tulajdonságai és a kedvező nemzetközi tapasztalatok ellenére, Magyarországon csak igen kis számú telep építésére került sor, melyeknek csak egy része üzemel. Jellemzően drágább és intenzívebb eleveniszapos vagy csepegtetőtestes szennyvíztisztítási technológiák beruházására látunk példákat, gyakorlatilag a támogatási rendszer sajátosságai miatt ma hazánkban az önkormányzatoknak nem éri meg olcsó és hatékony technológiákat telepíteni. A létesített vizes élőhelyek felhasználása, ha lehet, a mezőgazdasági eredetű folyékony hulladékok és melléktermékek kezelésében még kevésbé elterjedt, melynek fő oka a tisztítási technológia ismertségének hiánya. A létesített vizes élőhelyek működésének és hatékonyságának megismerése érdekében a Halászati és Öntözési Kutatóintézetben egy olyan kombinált rendszert dolgoztunk ki, amely alkalmas lehet az intenzív, átfolyóvizes haltermelő telepek elfolyóvizének kezelésére. Lehetőségünk nyílt a tápanyagok áramlásának, a vízminőség változásának, a haltermelés paramétereinek és a vízi szervezeteknek a párhuzamos vizsgálatára. Természetesen a disszertáció keretei nem teszik lehetővé minden terület bemutatását, elsősorban a vízminőség és a vízkezelés hatékonyságának tárgyalására tértem ki dolgozatomban. Kutatómunkám célja az intenzív haltermelő telepeken keletkező elfolyóvíz halastavakban és vízinövényes tavakban történő tisztítási és hasznosítási lehetőségének vizsgálata és az eredmények alapján a gyakorlatban alkalmazható vízkezelési módszer kidolgozása. Munkám során a célkitűzéseim a következők voltak:  Egy intenzív medencés, afrikai harcsát termelő telep által kibocsátott elfolyóvíz minőségének és tápanyagtartalmának rendszeres vizsgálata a 2001, 2002 és 2003 években;  A vízkezelésre használt halastavak és vízinövényes tavak vízminőségének, valamint a tavak üledékében található tápanyagok mennyiségének rendszeres vizsgálata a hároméves kísérleti periódus alatt;  A vízkezelő rendszer tisztítási hatékonyságának, illetve a halastavak és vízinövényes tavak szerepének megállapítása a haltermelő telep elfolyóvizének kezelése során;  A halastavakból és vízinövényes tavakból álló rendszer tápanyagmérlegének becslése;  A halbiomasszába beépített és újrahasznosított tápanyagok mennyiségének meghatározása;  A vízkezelő rendszer létesítésének és működésének ökonómiai értékelése;  A kísérleti rendszer tesztelése során kapott eredmények és nyert tapasztalatok alapján a gyakorlatban (üzemi méretekben) is alkalmazható technológia elemeinek kidolgozása. A halastavakból és vizes élőhelyekből álló kísérleti vízkezelő rendszer kialakítása a Halászati és Öntözési Kutatóintézet központi telepének négy halastavából történt 2000ben. A tavak a Szarvas-Fish Kft. afrikai harcsát tenyésztő intenzív medencés telepének közelében helyezkednek el, így könnyen megoldható volt az elfolyóvíz rávezetése a 82

halastavakra. A rendszer két halastóból és két vízinövényes tóból állt, a tavak alapterülete egyenként 2500 m2, a halastavak vízmélysége átlagosan 1,2 m volt, a két vízinövényes tó területe szintén 2500 m2, az átlagos vízmélység 50 cm volt. A vízinövényes tavak vegetációja a halastavak művelésének néhány éves elmaradása során alakult ki, és a tavak felújítása után az 1. vízinövényes tóban nád (Phragmites australis) dominancia, a 2. vízinövényes tóban sűrű gyékényállomány (Typha latifolia és T. angustifolia) fejlődött ki, nyár végére a nyílt vízfelületet békalencse (Lemna spp.) borította. A tavak lineárisan voltak összekapcsolva egymással, a rendszer kifolyása a negyedik tó végén található, a vízáramlást a gravitáció szabályozta. A bevezetett víz tartózkodási ideje a rendszerben kb. 20 nap volt, az átfolyást és az oxigénpótlást frissítő víz adagolásával biztosítottuk. A harcsatelep elfolyóvizét csővezetéken keresztül közvetlenül az 1. halastóra szivattyúztuk. Takarmányozás és tápanyagbevitel más forrásból nem történt. 2002 és 2003 években oxigénhiány kialakulásának veszélye esetén mesterséges levegőztetést alkalmaztunk. A tavak feltöltésére minden évben tavasszal került sor, az időjárási körülményeknek megfelelően, ehhez a Holt-Körösből származó vizet használtunk, ezt követően a tápanyagbevitelhez megkezdtük a kezelendő elfolyóvíz rávezetését a tavakra, majd megtörtént a halak telepítése. A halastavakat 2001-ben ponty-fehér busa bikultúrában, 2002-ben és 2003-ban ponty-busa-amur polikultúrában népesítettük, vegyes korosztályú halállománnyal. A tavakat minden évben novemberben halásztuk le, vizüket a téli időszakra 2001-ben és 2003-ban leengedtük, míg 2003-ban a tavakban tartottuk a vizet. A harcsatelep elfolyóvizéből és a tórendszer egységeinek kifolyó műtárgyánál a tavaszi és őszi hónapokban kéthetente, nyáron hetente vettünk vízmintákat, és helyszíni mérésekkel kísértük figyelemmel a vízhőmérséklet, a pH, a fajlagos vezetőképesség, az oldott oxigén koncentráció és a százalékos oxigén-telítettség alakulását. A vízmintákból részletes vízkémiai és tápanyagtartalmi vizsgálatokat végeztünk, meghatároztuk a permanganátos kémiai oxigénigényt, a biokémiai oxigénigényt, a nitrát, a nitrit, az ammónium, a szerves nitrogén és az összes Kjeldahl nitrogén, valamint az ortofoszfát és összes foszfor, a szerves lebegőanyag, az összes lebegőanyag, valamint a klorofill-a koncentrációját. A tavak belsejében havonta vettünk üledékmintákat, a felső 10 cm vastagságú rétegben mértük a szerves anyagok (izzítási veszteség), az összes nitrogén és összes foszfor mennyiségét.

83

Új tudományos eredmények összefoglalása 1.

Az intenzív haltermelésből származó elfolyóvíz évenkénti összetétele eltérő volt a vizsgálati periódus három éve alatt, a szerves és a szervetlen tápanyagok aránya jelentős különbségeket mutatott. Vizsgálataink adataiból megállapítottuk, hogy az intenzív haltermelésből származó elfolyóvíz nagy mennyiségű formált tápanyagot tartalmazott, a lebegőanyagok koncentrációja átlagosan 65,5 mg L-1 volt. Jellemzően magas volt az ortofoszfát foszfor és az összes foszfor koncentrációja is, 3,11 illetve 3,29 mg L-1 a hároméves átlagok alapján. A harcsatelepről kibocsátott vizet alacsony nitrát és nitrit nitrogén koncentráció jellemezte: átlagosan 0,242 mg L-1, illetve 0,048 mg L-1.

2.

Az intenzív halnevelő telep elfolyóvizének tápanyag összetétele, ezen belül a szervetlen kötésű nitrogén és foszfor aránya (2001-ben 0,9:1, 2002-ben 10:1 és 2003-ban 3,6:1) kedvezőtlen volt az algák számára. A szervetlen kötésű nitrogén koncentrációja, főként az elsődlegesen hasznosítható nitráttartalom alacsony volt a reaktív foszfor koncentrációjához viszonyítva. A tápanyagok aránya inkább a baktériumoknak kedvezett, a tavakba bekerülő elfolyóvíz szerves kötésű vegyületeit a bakteriális közösség hasznosította és alakította át. Az alacsony nitrogén: foszfor arányból látható továbbá, hogy a foszfor mind a baktériumok, mind az algák számára túlkínálatban volt, ezért a tórendszer foszfor eltávolítása az üledékben megköthető foszfor mennyiségétől függött.

3.

Igazoltam, hogy a létesített vizes élőhelyi rendszerben található halastavak és vízinövényes tavak eltávolítási hatékonysága az egyes tápanyagtípusokat tekintve eltérő volt. Megállapítottam, hogy a halastavak szerepe a foszfor (74%) és az ammónium nitrogén (88%) kivonásában, illetve átalakításában volt elsődleges, míg a vízinövényes tavak a halastavakból bekerülő nitrát nitrogén koncentrációját 340 %kal, nitrit nitrogénét 1340%-kal, valamint az összes lebegőanyag tartalmat 98 %-kal csökkentették (e paraméterek koncentrációja a halastavakban általában nőtt a kezelt elfolyóvíz koncentrációjához viszonyítva). Mivel különböző volt a halastavak és a vizínövényes tavak funkciója a szennyezőanyagok koncentrációjának csökkentésében, a két vizes élőhelytípus összekapcsolása megnövelte a tisztítási hatékonyságot. A létesített vizes élőhelyi rendszer átlagosan 97 %-kal csökkentette a bekerült ammónium nitrogén koncentrációját, a szerves kötésű nitrogén tartalom 67 %-kal, az összes nitrogén koncentrációja 82 %-kal volt alacsonyabb a kezelés után. A halastavakból és a vízinövényes tavakból álló rendszer 87 %-kal csökkentette a bekerült ortofoszfát foszfor koncentrációját, az összes foszfor koncentrációja 80 %-kal volt alacsonyabb a kezelés után, a hároméves átlagokat tekintve. A bekerült szerves és összes lebegőanyag koncentrációjának eltávolítási hatékonysága egyaránt 84 %-os volt a kezelés során.

84

4.

Megállapítottam, hogy a létesített vizes élőhelyi rendszerben kezelt víz összetétele, az összes foszfor kivételével, megfelelt a jogszabályban foglalt területi kibocsáthatósági határértékeknek. A tisztított elfolyóvízben a pH egy mintavétel kivételével eleget tett az egyéb védett területekre vonatkozó területi határértékeknek: 6,5-9 közötti tartományon belül változott. A nitrát nitrogén koncentrációja nem haladta meg a 2 mg L-1 koncentrációt a tisztított vízben, a vízinövényes tavakban nem tapasztaltunk a nitrátfelhalmozódást. A vízkezelő rendszerből távozó víz összes ammónium nitrogén tartalma nem lépte túl területi kibocsátási határértéket, amely 5 mg L-1, a mintavételek alkalmával 2 mg L-1 alatt maradt. A létesített vizes élőhelyi rendszerből kibocsátott kezelt víz összes nitrogén koncentrációja a három év folyamán nem haladta meg a 10 mg L-1 értéket, s ezzel a rendeletben meghatározott 30 mg L-1 határértéken belül maradt. Az összes foszfor koncentrációját a határérték alapján értékelve, mely 2 mg L-1, meg kell állapítanunk, hogy csak 2002-ben volt megfelelő szinten, 2001-ben a működési periódus első felében öt, 2003-ban hat alkalommal is mértünk magasabb értékeket. A biokémiai oxigénigény a kezelt elfolyóvízben mindhárom évben a határértéken belül maradt (25 mg L-1), nem haladta meg a 20 mg L-1 értéket sem. Az összes lebegőanyag kibocsátási határértéke 100 mg L-1 az egyéb védett területek esetében, a vízkezelő rendszerből távozó vízben rendszerint 40 mg L-1 alatti összes lebegőanyag koncentrációt mértünk.

5.

A halastavak napi oxigénritmusát vizsgálva megállapítottuk, hogy az 1. halastóban alacsonyabb nappali maximumokat (6,4-11,5 mg L-1) és minden alkalommal 5 mg L1 alatti éjszakai értéket, míg a 2. halastóban magasabb nappali értékeket (maximum: 10,2-19,6 mg L-1) és egy nap kivételével 5 mg L-1 feletti éjszakai koncentrációkat találtunk. Tehát az intenzív halnevelő telep elfolyóvize kedvezőtlen hatással volt az 1. halastó oxigénháztartására, a terhelés okozta hajnali oxigénhiány veszélyeztette a halnevelés biztonságát a tóban.

6.

Megállapítottam, hogy a kísérleti periódus három évét összehasonlítva sem a halastavak, sem a vízinövényes tavak üledékében nem következett be jelentős szervesanyag- és nitrogénfelhalmozódás. Szignifikáns különbség a tavak üledékének szerves anyag és összes nitrogén koncentrációja között nem volt. Igazoltam, hogy a foszfor kivonásában a halastavak üledékének döntő szerepe volt, a halastavak üledékében az első két évben emelkedett, a harmadikban csökkent, a vízinövényes tavakban pedig mindvégig azonos szinten maradt az üledék foszfortartalma.

7.

Kiszámítottam, hogy a létesített vizes élőhelyi rendszerbe a különböző tápláló vizekkel terhelésként bekerült nitrogén 34, 6,7 és 17 %-a távozott a kezelt vízzel; 15, 12 és 0 %-a a lecsapolt vízzel, 2001, 2002 és 2003 években. Kiszámítottam továbbá, hogy a bekerült foszfor 28, 7,6 és 20 %-a távozott a rendszer működése során kifolyó vízzel; 0,8; 5,9 és 0 %-a a lecsapolás folyamán, 2001, 2002 és 2003 években. A bejutott szerves lebegőanyag 7,7; 11 és 9,4 %-a távozott a kifolyó vízzel; 8,6; 15 és 0 %-a a lecsapolt vízzel, 2001, 2002 és 2003 években. 85

8.

Az intenzív halnevelő telep elfolyóvizének kezelése során a terhelésként bekerült szerves anyagnak 14, a nitrogénnek 8,8 és a foszfornak 1,5 %-a épült be a halbiomasszába 2001 évben, 2002-ben 22, 9,9 és 3,4 %, 2003-ban 8,0; 2,6 és 0,5 % volt a halhúsba beépített szerves anyag, nitrogén és foszfor aránya.

9.

Megállapítottam, hogy a létesített vizes élőhelyekből álló tórendszer évente a tavaszi-nyári-őszi időszakban átlagosan 450 kg ha-1 nitrogén, 200 kg ha-1 foszfor és 1850 kg ha-1 szerves lebegőanyag befogadására és kezelésére volt képes a hároméves kísérleti működés alatt.

10. Ökonómiai számításokkal támasztottuk alá a létesített vizes élőhelyi rendszer alkalmazhatóságát, a rendszerben kezelt intenzív haltermelésből származó víz mennyisége alapján kiszámítottam a rendszer térfogatra vetített fajlagos beruházási és működtetési költségeit, 2003. évre vonatkozóan. Az összes fajlagos költségeket tekintve a rendszer beruházásigénye a fenntartók számára kedvező, 70 eFt köbméterenként, nagyobb kapacitású tisztító rendszer esetén még kisebb fajlagos költséggel lehet kalkulálni. A fajlagos működési költségek alapján egy köbméter elfolyóvíz megtisztítása kevesebb, mint 30 Ft-ba került. 11. Megállapítottam, hogy a 300 t év-1 kapacitású és 1200 m3 nap-1 kibocsátású átfolyóvizes rendszerű intenzív haltermelő telep elfolyóvizének kezelésére mintegy 4 ha tófelület (3 ha halastó, 1 ha vízinövényes tó) szükséges.

86

6.

Summary

Nowadays, the protection and preservation of natural resources are getting more and more important. In Hungary, especially the number of wetland habitats has decreased significantly due to the continuous increase of cultivated agricultural areas. This process has led to the reduction of natural-like habitats to such a high extent that effective nature conservation and environmental protection measures are needed for their preservation. Nutrient discharge from agricultural production also has a danger on the existing wetland habitats; therefore, the nutrient discharge to the environment has to be reduced by procedures that prevent aquatic habitats against pollution and degradation in an environmentally friendly way. It has been proven that constructed wetlands - and natural wetland habitats to some extent as well - are effective tools in the purification of wastewaters and effluent waters of different origin. Biological activity is more intensive in wetland habitats than in other biological communities; therefore, they are able to render pollutants harmless and convert them into biologically available forms of nutrients. The transformation processes are taking place with the utilization of renewable and natural energy sources (like solar and wind energy, soil, water) and the involvement of living aquatic organisms. Decreasing the pollution with the help of wetland habitats can be solved with a relatively low installation cost and construction work. Thus, operation and maintenance of constructed wetlands is one of the cheapest wastewater treatment technologies. Since natural and renewable energy resources are utilized in wetland systems, the use of fossil energy and chemicals are minimal. It is an additional advantage of constructed wetlands that they are well-fitted into the natural environment and also provide habitats and feeding place for endangered aquatic species. There are only few research programmes being conducted in Hungary with primary objectives of development of production technologies, but also involving environmental and ecological objectives at the same time. At the Research Institute for Fisheries, Aquaculture and Irrigation and its predecessors (Fish Culture Research Institute, Royal Experimental Station for Fish Physiology and Wastewater Purification) hydrobiological research has been conducted for a century beside fisheries and aquaculture development work, as a consequence of the recognition of the close interrelationship between fish production and the environment. Experience and knowledge accumulated in the institute during such a long period was an excellent basis for the initiation and implementation of a research project aiming at the current sustainability challenges. The objective of the research project was to treat the effluent water of a recently developed and investigated intensive fish farming technology by also a newly discovered idea, i.e. by the combination of fishpond and wetland ecosystems, which are presumably suitable for water purification. In spite of the advantages of constructed wetlands and promising international experience, very few constructed wetlands have been built in Hungary and only a couple are in operation currently. Instead, investments into the more expensive traditional systems like 87

activated sludge or trickling filter technologies are preferred mainly due to the special conditions of the governmental funding system. Using constructed wetlands for the treatment of liquid wastes of agricultural origin has not been widespread yet, which may be explained by the lack of knowledge on purification technologies. For getting knowledge about the operation and effectiveness of nutrient removal in constructed wetlands, a combined pond system was designed at our institute, which might be suitable for the treatment of intensive fish farm effluent water. In this experimental system, it was possible to study in parallel the nutrient flows, water quality changes, technological parameters of fish production, and various aquatic communities. As the limited size of this thesis does not allow presenting all the results of the experiments, primarily the improvement of water quality and the effectiveness of the effluent water treatment will be covered in my thesis. The main goal of the research work was to investigate the possibility of effluent water treatment in fish ponds and macrophytecovered ponds, and to elaborate a commercially applicable water treatment technology. Objectives of the study were:  to regularly analyse the effluent water of an intensive African catfish production farm in the years of 2001, 2002 and 2003;  to monitor the water quality in the fish pond and wetland units of the water treatment system, and regular analysis of the sediment’s nutrient content during the three-year experimental period;  to determine the nutrient removal efficiency of the water treatment system, and the role of fish ponds and macrophyte-covered ponds in the effluent water purification;  to estimate the nutrient budget of the whole water treatment system;  to determine the quantity of nutrients incorporated and reutilised in fish biomass;  to analyse the economic feasibility of construction and operation of the water treatment system;  to elaborate a commercially applicable effluent water treatment technology on the basis of the attained scientific results. The experimental water treatment system comprising of fish ponds and wetlands was designed and created from four abandoned former fish ponds of the Experimental Station of the Research Institute for Fisheries, Aquaculture and Irrigation at Szarvas in 2000. The ponds are located in the vicinity of the intensive African catfish production farm of Szarvas-Fish Ltd.; therefore, it was possible to introduce the farm effluent into the pond system. The system consisted of two fish ponds and two surface-flow wetlands, each with 2,500 m2 surface area. The water level maintained during the experimental periods was 1.2 m in the fish ponds and 0.5 m in the wetland units. Macrophyte vegetation in the wetland units was developed on their own during the out-of-operation period of the ponds with the dominance of common reed (Phragmites australis) in Wetland 1 and cattail (Typha latifolia and T. angustifolia) in Wetland 2. By the end of each summer, the open water surface was almost completely covered by duckweed (Lemna spp.) in Wetland 2. 88

The ponds were series-connected; inflow of the system was at the front part of Fishpond 1, while the outflow was at the end part of Wetland 2. Continuous water flow through the system was regulated by gravity. Water retention time in the whole system was about 20 days, continuous water flow and dissolved oxygen supplement was ensured by occasional introduction of refreshing water from the reservoir pond of the station. The effluent water to be treated was pumped from the intensive farm directly into Fishpond 1 through a plastic tube. The effluent water introduced to the treatment system was equally divided during daytime in 1.5 hour time intervals; the pump was operated 12 hours a day. Fish were not fed and there was no nutrient input from other sources. In the years of 2002 and 2003, only emergency aeration was applied. All of the four ponds of the water treatment system were initially filled by gravity in spring with river water from the reservoir pond of the Experimental Station. Then the introduction of fish farm effluent water was started and the fish were stocked into the fish ponds. In 2001 fish were stocked in biculture of common carp and silver carp, while in 2002 and 2003 in polyculture of common carp, silver carp and grass carp. Water was drained from the fish ponds in 2001 and 2002, but it was kept for the winter period in 2003. Fish were harvested each year in November. Water quality was checked and water samples were taken fortnightly in spring and autumn and weekly in summer at the outlets of the ponds. Water temperature, pH, conductivity, oxygen saturation and concentration were measured in the field by a portable water quality tester and dissolved oxygen meter. Fish farm effluent water was also sampled at the same sampling time. Nutrient levels in the water samples were determined in the laboratory comprising the following parameters: COD, ammonia, nitrite, nitrate, organic nitrogen, total Kjeldahl nitrogen, as well as ortophosphate, total phosphorus, total suspended solids and organic suspended solids. Sediment samples were also taken from the ponds monthly and ignition loss, total nitrogen and total phosporus content were measured in the upper 10 cm layer of the sediment. For the estimation of nutrient budgets, water volumes introduced and discharged, and nutrient inputs and outputs were also assessed.

89

Summary of the new scientific results 1.

It was found that the composition of the intensive fish farm effluent water was different during the three-year experimental period, namely the ratio of organic and inorganic nutrients showed significant differences. On the basis of these differences, it could be concluded that fish feeding practices of different efficiency were applied in the three experimental years. It was pointed out that the effluent water contained particulate nutrients in high concentrations, the total suspended solid concentration was 65.5 mg L-1 on average. The effluent water could also be characterised by high orthophosphate and total phosphorus content, which were 3.11 and 3.29 mg L-1, respectively, in the average of the three-year measurements. However, the effluent water discharged by the intensive African catfish farm was characterised by low nitrate nitrogen (0.242) and nitrite nitrogen (0.048 mg L-1) concentrations on average.

2.

It was demonstrated that nutrient composition of the effluent water – and, within this, the ratio of inorganic nitrogen and phosphorus compounds – was unfavourable for the algae (0.9:1 in 2001, 10:1 in 2002 and 3.6:1 in 2003). Concentration of inorganic nitrogen, especially the directly available nitrate for algae was low comparing to the biologically available orthophosphate. The nutrient ratio was rather favourable for the bacteria, and thus the organic compounds in the effluent water were predominantly utilised and converted by the bacterial community and then the nitrogen became available for the algae. It could also be seen from the low nitrogen:phosphorus ratio that the phosphorus was in oversupply for both the bacteria and algae. Therefore, the removal phosphorus of the water treatment system depended on the phosphorus retention capacity of the pond sediments.

3.

It was proven that the nutrient removal efficiency for the various nutrient forms were different in the fishponds and in the macrophyte ponds of the constructed wetland system. It was found that the phosphorus and ammonium nitrogen were primarily removed by the fishponds: 74 and 88 %, respectively. Nitrate and nitrite nitrogen concentrations in the macrophyte ponds were reduced by 340 % and 1340 %, respectively, while the total suspended solid concentration was decreased by 98 %. Concentration values of these parameters generally increased in the fishponds compared to their concentrations in the effluent water to be treated. The constructed wetland system decreased the ammonium nitrogen concentration of the fish farm effluent water by 97 %, the organic nitrogen content by 67 %, and the total nitrogen by 82 %, on average. Orthophosphate and total phosphorus content of the effluent water were also reduced by the treatment system with 87 and 80 % in three-year averages, respectively. After treatment, concentrations of organic suspended solids and total suspended solids were equally lowered by 84 %.

90

4.

It was pointed out that the composition of the fish farm effluent after treatment met with the ”area limit values” (with the exception of total phosphorus) established for discharged sewage and effluent waters by a national directive. With only one exception, the pH of the treated water (6.5-9.0) was in accordance with the limit values established for “other protected areas” in this watershed. Nitrate nitrogen concentrations never exceeded 2 mg L-1; there was no nitrate accumulation in the treatment ponds, which is very advantageous for the quality of the recipient water. Total ammonia nitrogen concentration in the discharged water of the treatment system did not exceed the area limit value of 5 mg L-1; even it was below 2 mg L-1 in the analysed water samples. Ammonia concentrations above the limit value were only detected few times in Fishpond 1. Total nitrogen concentrations of the treated effluent water never exceeded 10 mg L-1, even it was much below the 30 mg L-1 limit value. Evaluating the total phosphorus concentrations in relation to the limit value of 2 mg L-1 it has to be stated that it was only at acceptable level in 2002, exceeded the limit concentration five times in 2001 and six times in 2003. Biochemical oxygen demand of the treated water was always below the 25 mg L-1 limit value in each year of the experimental period; even it was usually below 20 mg L-1. The limit value for the total suspended solids is rather high (100 mg L-1), the measured concentrations in the treated fish farm effluent water were - with only one exception - below 40 mg L-1.

5.

Studying the diel changes of dissolved oxygen in the fishponds lower daytime maximum values (6.4-11.5 mg L-1) and night-time concentrations below 5 mg L-1 were found in Fishpond 1, while higher daytime maximum (10.2-19.6 mg L-1) and – except on one day – night-time values above 5 mg L-1 were detected in Fishpond 2. It was concluded that the effluent water introduction had an adverse effect on the diel rhythm of the dissolved oxygen in Fishpond 1; fish production in that pond was endangered by early morning oxygen deficiencies caused by organic matter load.

6.

It was found that there was no organic matter and nitrogen accumulation neither in the fishponds nor in the macrophyte pond sediments during the three-year experimental period. There was no significant difference found between the organic matter and nitrogen contents of the bottom sediment of the ponds. It was proven that fishponds had a decisive role in phosphorus removal, since the sediment phosphorus content increased in the first two years and decreased in the third year in the fishponds, and it remained at the same level in the macrophyte ponds.

7.

It was calculated that 34, 6.7 and 17 % of the nitrogen inputs from various sources was discharged by the treated water and 15, 12 and 0 % was released by the drained water in 2001, 2002 and 2003, respectively. From the total phosphorus input 28, 7.6 and 20 % left the system with the treated water and 0.8, 5.9 and 0 % with the drained water in 2001, 2002 and 2003, respectively. During the experiments in the years 2001, 2002 and 2003, 7.7, 11 and 9.4 % of organic matter was discharged by the treated water and 8.6, 15 and 0 % by the drained water from the total organic matter input, respectively. 91

8.

By the treatment of the intensive fish farm effluent water, the following percentages of total nutrient inputs were found to be incorporated into the fish biomass produced: 14 % of organic matter, 8.8 % of nitrogen and 1.5 % of phosphorus in 2001; 22, 9.9 and 3.4 % in 2002; and 8.0; 2.6 and 0.5 % in 2003.

9.

It was determined that the investigated constructed wetland system was able to receive and treat 450 kg ha-1 nitrogen, 200 kg ha-1 phosphorus and 1850 kg ha-1 organic suspended solids on average during the spring-summer-autumn months.

10. Sustainability of the use of the effluent water treatment system was supported by economical calculations as well. Investment and operational expenses of the experimental system for unit volume were calculated on the basis of the treated volume of the intensive fish farm effluent water, with costs incurr ed in the year of 2003. An advantageous investment cost of 70,000 HUF m-3 was obtained, which could be further lowered at larger capacity systems. Treatment of 1 cubic meter effluent water cost only 30 HUF. 11. It was concluded that 4 ha pond area (3 ha fishpond and 1 ha macrophyte-covered pond) is required for the treatment of the effluent water of the studied intensive fish farm with a 300 metric ton annual fish production and 1,200 m3 day-1 effluent water discharge.

92

7.

Köszönetnyilvánítás

Köszönettel tartozom Dr. Lakatos Gyulának, témavezetőmnek, az értekezésem elkészítéséhez nyújtott szakmai segítségéért. Köszönöm értékes tanácsait, iránymutatását és biztatását, mellyel nagyban hozzájárult ahhoz, hogy a lehető legszínvonalasabb dolgozat készülhessen el. Hálás köszönettel tartozom Dr. Pekár Ferencnek, akinek irányítása mellett dolgozhattam a Halászati és Öntözési Kutatóintézetben, hogy hatékony szakmai vezetésével segítette a munkámat és a doktori dolgozat megvalósítását. Köszönöm ösztönző ötleteit, tanácsait, végtelen türelmét és nyitottságát, amellyel lehetővé tette szakmai fejlődésemet. Hálás vagyok érte, hogy meghallgatta kérdéseimet és kéréseimet, és mindig nagylelkűen időt szakított rám, hogy tanácsot adjon, bátorítson és elősegítse a munkámat. Köszönöm Gyöngyösiné Dr. Papp Zsuzsannának, főosztályvezetőmnek, szakmai és emberi segítségét, biztatását és megértését, amellyel az értekezés elkészítését támogatta. Hálás köszönöm a Halászati és Öntözési Kutatóintézet dolgozóinak a munkáját, amely nélkül ez a dolgozat nem készülhetett volna el. Köszönöm Poljak Andrásné Zsuzsának a terepi és laboratóriumi vizsgálatok és adatkezelési munkák során végzett sokrétű munkáját, Jancsó Pálnak a mintavételek és üledékvizsgálatok folyamán végzett munkáját, Szabó Pálnak az üledékmintavételek során nyújtott szakmai tanácsait, Bogár Gáborné Katinak a helyszíni mérések alkalmával nyújtott segítségét. Külön köszönet illeti Dr. Janurik Endrét, aki a vízkémiai vizsgálatokat végezte, és kész volt a módszertani részletekről felvilágosítani. Köszönöm mindazoknak a segítségét, aki hozzájárultak az értekezés megírásához. Szeretném megköszönni a Debreceni Egyetem Alkalmazott Ökológiai Tanszék munkatársainak a doktori tanulmányaim alatt nyújtott segítségüket és türelmüket, amellyel átsegítettek a távolságból adódó szervezési nehézségeken és adminisztrációs buktatókon. Szeretettel köszönöm családomnak: szüleimnek, testvéremnek és a férjem szüleinek, hogy önzetlenül támogatták munkámat, és a disszertáció írása alatt, amikor szükség volt a segítségükre, rögtön és fenntartás nélkül a rendelkezésemre álltak. Nehéz szavakba foglalni hálámat férjemnek, Dénesnek, aki rendkívüli segítséget nyújtott a dolgozatom elkészítéséhez, biztatásának és tevékeny közreműködésének köszönhetően nem adtam fel a reményt, hogy megvalósulhat a PhD értekezésem. Köszönöm, hogy olyan sokat vállalt a dolgozat elkészülése érdekében. Köszönettel tartozom kislányomnak, Zsófinak is, hogy türelmesen viselte távollétemet és hogy mindig feltöltődhettem a társaságában. Nem hiszek a véletlenekben, de a csodákban igen, és Isten egyik „hétköznapi” csodájának tartom, hogy a nehézségek ellenére sikerült befejezni a dolgozat megírását néhány hónapos kislányunk mellett. Nem lehet véletlen, hogy részt vehettem egy igen értékes kutatómunkában a HAKI-ban, hogy ennyire megértő témavezetőt találtam, hogy ilyen kedves és segítőkész munkatársaim vannak és a családom is a segítségemre tudott sietni, amikor szükségem volt rá. Ez Isten áldása számomra, HÁLA legyen érte!

93

8.

Irodalomjegyzék

Avnimelech, Y. 1999. Carbon/nitrogen ratio as a control element in aquaculture systems. Aquaculture, 130: 329-349. Avnimelech, Y., Lacher, M. 1979. A tentative nutrient balance for intensive fish ponds. Bamidgeh, 31: 3-8. Azim, M.E. 2001. The potential of periphyton-based aquaculture production systems, Ph.D. Thesis, Wageningen University; The Netherlands. p. 219 Bardach, J.E., Ryther, J.H., McLarney, W.O. 1972. Aquaculture; the farming and husbandry of freshwater and marine organisms. WILEY-INTERSCIENCE, New York – London – Sydney – Toronto. 868 pp. Békefi, E., Kerepeczki, É. 2004. A halastó-wetland vízkezelő rendszer ökonómiai értékelése. In: Csengeri (ed.) Halászatfejlesztés, 29: 83-89. Beveridge, M.C.M., Sidar, P.K., Frerichs, G.N., Millar, S. 1991. The ingestigation of bacteria in suspension by the tilapia Oreochromis niloticus. Aquaculture, 81: 373-378. Bíró, P. 1995. Management of pond ecosystems and trophic webs. Aquaculture, 129: 373-386. Boyd, C.E. 1985. Chemical budgets of chanal catfish ponds. Trans. Am. Fish. Soc., 114: 291-298. Boyd, C.E. 1995. Exhange of dissolved substances between soil and water. In: Boyd, C.E. (ed.), Bottom soils, sediment and pond aquaculture. Chapnan and Hall, New York. 348 pp. Brune, D.E., Schwartz, G., Eversole, A.G., Collier J.A., Schwedler, T.E. 2003. Intensification of pond aquaculture and high rate photosynthetic systems. Aquacultural Engineering, 28: 65-86. Carp, E. (ed.) 1972. Proceedings of the International Conference on the Conservation of Wetlands and Waterfowl. Ramsar, Iran. IWRB, Slimbridge. UK, 303 pp. Chang, W.Y.B. 1987. Fish culture in China. Fisheries, 12: 12-15. Costa-Pierce, B.A. 1998. Preliminary investigation of an integrated aquaculture-wetland ecosystem using tertiary-treated municipal wastewater in Los Angeles County, California. Ecological Engineering, 10: 341-354. Cowardin, L.M., Carter, V., Golet, F.C., LaRoe, E.T. 1979. Classification of wetlands and deepwater habitats of the United States. U.S. Fish&Wildlife Service, Washington, D.C., USA 103 pp. Cremer, M.C., Smitherman, R.O. 1975. Food habits of silver carp and bighead carp in ponds and cages. Aquaculture, 20: 57-64. Cromar, N.J., Fallowfield, H.J., Martin, N.J. 1996. Influence of environmental parameters on biomass production and nutrient removal in high rate algal pond operated by continuos culture. Water Science and Technology, 34: 133-140. 94

Csávás, I., Váradi, L. 1980. Design and operation of a large-scale experimental recycling system heated with geothermal energy at the Fish Culture Research Institute, Szarvas, Hungary. In: Tiews, K. (ed.): Aquaculture in heated effluents and recirculation systems. Vol. II. Heenemann Gmbh, Berlin. p. 445-454. Diab, S., Kochba, M., Mires, D., Avnimelech, Y. 1992. Combined intensive-extensive (CIE) pond system A: inorganic nitrogen transformations, Aquaculture, 101: 33-39. Donászy, E. 1965. A halastavas szennyvíztisztítás elvi kérdései. Hidrológiai Közlöny, 4: 173-178. Donászy, E. 1958. Szennyvíz-halastó. Halászat, 5: 2. Dumas, A., Laliberte, G., Lessard, P., de la Noue, J. 1998. Biotreatment of fish farm effluents using the cyanobacterium Phomidium bohneri. Aquacultural Engineering, 17: 57-68. Egerszegi, Gy. 1982. Halastavak vízminőségi hatásai és annak jogi következményei. Halászat, 28: 99-102. Elekes, K. 1983. Szennyvíz elhelyezése halasított tározókban és halastavakban. Halászat, 29 (4): 125-126. Fagerbakke, K.M., Heldal, M., Norland, S. 1996. Content of carbon, nitrogen, oxygen, sulphur and phosphorus in native aquatic and cultured bacteria. Aquatic Microbial Ecology, 10: 15-27. Faulkner, S.P., Richardson, C.J. 1989. Physical and chemical characteristics of freshwater wetland soils. In: Hammer, D.A. (ed.) Constructed wetlands for wastewater treatment. Lewis Publishers, Chelsea, Mitchigan, USA, 41-72 p. Felföldy, L. 1987. Biológiai vízminősítés. Vízügyi hidrobiológia. 16. Vízgazdálkodási Intézet, Budapest. 258 pp. Gál, D., Szabó, P., Pekár, F., Váradi, L. 2003. Experiments on the nutrient removal, retention and discharge of a pond ecosystem. Hydrobiologia, 506: 767-772. Ghate, S.R., Burtle, G.J., Vellidis, G., Newton, G.L. 1997. Effectiveness of grass strips to filter catfish (Ictalurus punctatus) pond effluent. Aquacultural Engineering, 16: 149-159. Ghosh, A., Rao, L.H., Banerjee, S.L. 1974. Studies on hydrobiologocal conditions of a sewage-fed pond with a note on their role in fish culture. Journal of Inland Fisheries Society India, 6: 51-61. Gopal, B. 2003. Perspectives on wetland science, application and policy. Hydrobiologia, 490: 1-10. Hammer, D.A. (ed.) 1989. Constructed wetlands for wastewater treatment: municipal, industrial and agricultural. Lewis Publishers, Chelsea, Mitchigan, USA. Hammer, D.A., Bastian, R.K. 1989. Wetland ecosystems: natural water purifiers? In: Hammer (ed.) Constructed wetlands for wastewater treatment: municipal, industrial and agricultural. Lewis Publishers, Chelsea, Mitchigan, USA, 5-19 pp. 95

Hammouda, O., Gaber, A., Abdel-Raouf, N. 1995. Microalgae and wastewater treatment. Ecotoxicol Environ. Saf., 31: 205-215. Hancz, Cs. 2000. Haltakarmányozás. In: Horváth (szerk.) Halbiológiai és haltenyésztés. Mezőgazda Kiadó, Budapest. 276-294. p. Hargreaves, J.A. 1998. Nitrogen biogeochemistry of aquaculture ponds. Aquaculture, 166: 181-212. Horváth L. (szerk.) 2000. Halbiológia és haltenyésztés. Mezőgazda Kiadó, Budapest. 37. p. Janurik, E. 1985. Mintavétel. In: Oláh és Janurik (szerk.) Sekély tavak nitrogénforgalmának mérési módszerei. A halhústermelés fejlesztése, 12: Haltenyésztési Kutató Intézet, Szarvas. p. 31-42. Kadlec, R.H., Knight, R.L. 1996. Treatment wetlands. Lewis Publishers, Boca Raton, USA. Keddy, P.A. 2000. Wetland ecology principles and conservation. Cambridge University Press, Cambridge, UK. Kerepeczki, É. 2004. Az integrált halastó-wetland vízkezelő rendszer működési tapasztalatai. In: Kerepeczki (szerk.) Intenzív haltermelő telepek elfolyóvizének kezelése halastavak és létesített vizes élőhelyek alkalmazásával. p. 19-31. Kerepeczki, E., Pekar, F. 2005. Nitrogen dynamics in an integrated pond-wetland ecosystem. Verh. Internat. Verein. Limnol., 29: 877-879. Kivaisi, A.K. 2001. The potential for constructed wetlands for wastewater treatment and reuse in developing countries: a review. Ecol. Eng., 16: 545-560. K. Kiss, M., Deák, Cs., Borics, G., Lakatos, Gy. 2004. A vízi növényzet és élőbevonata a halastó-wetland rendszerben. p. 33-40. In Kerepeczki (szerk.) Intenzív haltermelő telepek elfolyóvizének kezelése halastavak és létesített vizes élőhelyek alkalmazásával. Konferencia kiadvány. Halászati és Öntözési Kutatóintézet, Szarvas, p 33-40. Knud-Hansen, C.F. 1998. Pond Fertilization: Ecological approach and practical applications. In: McElwee et al. (ed.). The Pond Dynamics/Aquaculture Collaborative Research Support Program, Oregon State University, Corvallis, Oregon. p. 40. Kestemont, P. 1995. Different systems of carp production and their impacts on the environment. Aquaculture, 129: 347-372. Knight, R.L., Payne, V.W.E., Borer, R.E., Clarke, R.A., Pries, J.H. 2000. Constructed wetlands for livestock wastewater management. Ecological Engineering, 15: 41-55. Kovács, Gy., Oláh, J. 1984. Silver carp (Hypophthalmichthys molitrix Val.) dominated domestic sewage oxidation pond technology. Aquacultura Hungarica (Szarvas), Vol. IV. 149-155.

96

Kovács, Gy., Oláh, J., Tóth L. 1979. Fonyódi szennyvízoxidációs halastavi technológia. IV. Országos Tudományos Tanácskozás, Szarvas: 30-31. Körmendi, S. 1984a. A hígtrágya stabilizációs- és halastavakban történő tisztítása modellkísérletekben. XXVI. Hidrobiológus Napok, Budapest. p. 29-30. Körmendi, S. 1984b. Ivadéknevelés hígtrágyahasznosító modelltó rendszerekben. IX. Halászati Tudományos Tanácskozás, Szarvas, p. 13-14. Körmendi, S. 2004. Folyékony halmazállapotú mezőgazdasági melléktermékek hasznosítása létesített vízterekben. PhD értekezés, Debreceni Egyetem, Debrecen, 126 p. Krom, M.D., Porter, C., Gordin, H. 1985. Nutrient budget of a marine fishpond in Eliat, Israel. Aquaculture, 51: 65-80. Lakatos, Gy., Kiss, K.M., Kiss, M., Juhász, P. 1997. Application of constructed wetlands for wastewater treatment in Hungary. Water Science and Technology, 35: 331-336. Lakatos, Gy. 1998a. Constructed wetlands for wastewater treatment in Hungary. In: Vymazal J. (ed.). Constructed wetlands for wastewater treatment in Europe. Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands. Lakatos, Gy. 1998b. Vizes élőhelyek osztályozása és tulajdonságai. In: Kiszel (szerk.) Természetvédelem területhasználók számára. Göncöl Alapítvány, Vác. 91-117. p. Lakatos, Gy. 2004. Létesített vizes élőhelyek és működésük (nemzetközi kitekintés). p. 512. In: Kerepeczki (szerk.) Intenzív haltermelő telepek elfolyóvizének kezelése halastavak és létesített vizes élőhelyek alkalmazásával. Konferencia kiadvány. Halászati és Öntözési Kutatóintézet, Szarvas p. 5-11. Lin, Y.C., Jing, S.R., Lee, D.Y., Wang, T.W. 2002. Nutrient removal from aquaculture wastewater using a constructed wetland system. Aquaculture, 209: 169-184. Lin, Y.C., Jing, S.R., Lee, D.Y., Chang, Y.F., Chen, Y.M., Shih, K.C. 2005. Performance of a constructed wetland treating intensive shrimp aquaculture wastewater under high hydraulic loading rate. Environmental Pollution, 134: 411-421. Liu, J.X., Cai, Q. 1998. Integrated aquaculture in Chinese lakes and paddy fields. Ecological Engineering, 11: 48-59. Maddox, J.J., Kingsley, J.B. 1989. Waste treatment for confined swine with an integrated artificial wetland and aquaculture system. In: Hammer, D.A. (ed.). Constructed wetlands for wastewater treatment: municipal, industrial and agricultural. Lewis Publishers, Chelsea, Mitchigan, USA, 191-200. pp. Mander, Ü., Jenssen, P.D. (eds.) 2002. Constructed wetlands for wastewater treatment in cold climates. WIT Press, Southampton, UK. Maynard, H.E., Ouki, S.K., Williams, S.C. 1999. Tertiary lagoons: a review of removal mechanisms and performance. Water Research, 33: 1-13. MI-10.419-82. Szennyvíz elhelyezés halasított tározókban és halastavakban. OVH Műszaki Irányelvek. 97

Mires, D. 1995. Aquaculture and the aquatic environment: Mutual impact and preventive management. Bamidgeh, 47: 163-172. Mitsch, W.J., Gosselink, J.G. 1993. Wetlands. International Thompson Publishing. London, England. 28-29 pp. Moav, R., Wolfarth, E., Scroeder, G.L., Hulat, G., Barash, H. 1977. Intensive polyculture of fish in fresh water ponds. I. Substitution of expensive feeds by liquid cow manure. Aquaculture, 10: 25-43. Moorehead, K.K., Reddy K.R. 1988. Oxygen transport through selected macrophytes. J. Environ. Qual., 17: 138-142. (cit. in Faulkner és Richardson, 1989.) Müller, F. 1978. The aquacultural rotation. Aquacultura Hungarica (Szarvas), I: 73-79. Müller, T. 2004. Intenzív haltermelés Magyarországon. In: Kerepeczki É. (szerk.) Intenzív haltermelő telepek elfolyóvizének kezelése halastavak és létesített vizes élőhelyek alkalmazásával. p. 13-17. NACA, 1989. Integrated fish farming in China. NACA Technical Manual 7. A Word Food Day Publication of the Network of Aquaculture Centres in Asia and the Pacific, Bankok, Thailand. 278 pp. Oláh J. 1986a. Pontytenyésztés szerves trágyával. Halászat, 32: 18-21. Oláh, J. 1986b. Carp production in manured pond. In: Billard, R., Marcell, J. (eds.) Aquaculture of Cyprinids. INRA, Paris. p. 295-303. Ponyi J., Bíró P. 1975a. Szennyvizes halastavi kutatások Fonyódon I. Halászat, 21: 11-13. Ponyi J., Bíró P. 1975b. Szennyvizes halastavi kutatások Fonyódon II. Halászat, 21: 36-37. Ponyi J., Bíró P. 1975c. Szennyvizes halastavi kutatások Fonyódon III. Halászat, 21: 74-77. Radoux, M., Cadelli, D., Nemcova, M., Ennabili, A., Ezzahri, J. 2003. Optimisation of extensive wastewater treatment systems under Mediterranean conditions (Morocco): compared purification efficiency of artifical ecosystems. In: Vymazal (ed.). Wetlands, nutrients, metals and mass cycling. Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands. Redfield, A. 1958. The biological controll of chemical factors in the environment. American Scientist, 46: 205-221. Reed, S.C., Crites, R.W., Middlebrooks, E.J. 1995. Natural systems for waste management and treatment. McGraw-Hill Inc. New York, USA. Ruttkay, A. 1992. A halgazdálkodás fokozatai. XVI. Halászati Tudományos Tanácskozás, Szarvas, 1992. jún. 10–11. Schroeder, G.L. 1974. Use of fluid cowshed manure in fish ponds. Bamidgeh, 26: 84-96. Schroeder, G.L. 1978. Autotrophic and heterotrophic production of micro-organism in intensely-manured fish ponds, and related fish yields. Aquaculture, 14: 303-325.

98

Sharma, B.K., Oláh, J. 1986. Integrált hal-sertés tenyésztés Indiában és Magyarországon. Halászat, 32: 52-53. Scherz, H., Senser, F. 1994. Food composition and nutrition tables. Medpharm Scientific Publishers, Boca Raton. 435. p. Schwartz, M.F., Boyd, C.E. 1995. Constructed wetlands for treatment of channel catfish pond effluent. Progressive Fish Culturist, 57: 255-266. Somlyódy L. 2002. Természet-közeli szennyvíztisztító technológiák áttekintése, útmutató előkészítése a 2000 LEÉ alatti települések részére. Zárójelentés, kézirat, BME, Budapest 109 p. Spieles, D.J., Mitsch, W.J. 2000. The effects of season and hydrologic and chemical loading on nitrate retention in constructed wetlands: comparison of low- and high-nutrient riverine systems. Ecological Engineering, 14: 77-91. Szabó, A., Osztoics, A., Szilágyi, F. 2001. Natural wastewater treatment in Hungary. Water Science and Technology, 44: 331-338. Szalay M. 1962. Kísérlet a kacsatrágyázás termelésfokozó hatásának megállapítására. Halászat, 8: p. 18. Szilágyi F. 1996. A szügyi gyökérzónás szennyviztiszitó próbaüzemének értékelése. Zárójelentés, kézirat, VITUKI, Budapest 54. p. Tilley, D.R., Badrinarayanan, H., Rosati, R., Son, J. 2002. Constructed wetlands as recirculation filters in large-scale shrimp aquaculture. Aquacultural Engineering, 26: 81-109. Turker, H., Eversole, A.G., Brune, D.E. 2003. Comperative Nile tilapia and silver carp filtration rates at partitioned aquaculture system phytoplankton. Aquaculture, 220: 449-457. Verhoeven, J.T.A., Meuleman, A.F.M. 1999. Wetlands for wastewater treatment: Opportunities and limitations. Ecological Engineering, 12: 5-12. Vymazal, J. (ed.) 1998. Constructed wetlands for wastewater treatment in Europe. Backhuys Publishers, Leiden. The Netherlands. Vymazal, J. 2001. Types of constructed wetlands for wastewater treatment: their potential for nutrient removal. In: Vymazal, J. (ed.) Transformation of nutrients in natural and constructed wetlands. Backhuys Publishers, Leiden. The Netherlands. Vymazal, J. 2003. Wetlands nutrients, metals and mass cycling. Backhuys Publishers, Leiden. The Netherlands. Watson, J.T., Reed, S.C., Kadlec, R.H., Knight, R.L., Whitehouse, A.E. 1989. Performance expectations and loading rates for constructed wetlands. In: Hammer, D.A. (ed.) Constructed wetlands for wastewater treatment: municipal, industrial and agricultural. Lewis Publishers, Chelsea. Mitchigan. USA, 319-351. pp. Woynárovich E. 1959a. Létesíthető-e szennyvíz-tógazdaság Magyarországon? Halászat, 4: 65. 99

Woynárovich E. 1959b. Városi szennyvizek hasznosítása halgazdaságban. Halászat, 3: 48. Woynárovich E. 1959c. Népesítés, természetes táplálék, takarmány. Halászat, 6: p. 125. Woynárovich E. 1982. Hígtrágya hasznosítás halastavakban. Magyar Mezőgazdaság, 37/26: 14. Woynárovich E. 1991. A halastótrágyázás gyakorlatáról. Halászat, 84: 165-166. Zirschky, J., Reed, S.C., Crites, R., Middlebrooks, J., Smith, R.G, Otis, R., Knight, K., Kreissl, J., Tchobanoglus, G., Bastian, R., Poloncsik, S. 1990. Lagoons, leach fields and other assistants of nature. Water Environment and Technology, 37-41. p.

100

Függelék

101

22. táblázat. Az 1. halastó vizének főbb vízkémiai és tápanyagtartalmi paraméterei a kísérleti években

paraméter

egység

pH fajlagos elektromos vezetőképesség kémiai oxigénigény (MnS)

mS m-1

nitrát nitrogén

mg l-1

nitrit nitrogén

mg l-1

ammónium nitrogén

mg l-1

ásványi nitrogén

mg l-1

szerves kötésű nitrogén

mg l-1

összes nitrogén

mg l-1

ortofoszfát foszfor

mg l-1

összes foszfor

mg l-1

összes lebegőanyag

mg l-1

szerves lebegőanyag

mg l-1

klorofill-a TIN/PO43--P

μg L-1

mg l-1

2001 (n=19) x (m) min-max 7,40 (7,40) 6,97-8,82 62,2 (64,5) 33,9-97,0 11,49 (11,34) 6,31-15,54 0,375 (0,313) 0,120-0,969 0,269 (0,252) 0,018-0,657 0,947 (1,02) 0,045-1,589 1,60 (1,77) 0,266-2,11 6,22 (6,80) 2,08-8,40 8,04 (7,99) 2,35-10,36 0,835 (0,840) 0,205-1,94 2,17 (1,86) 0,595-3,80 38,48 (38,22) 16,55-84,63 19,05 (17,33) 9,10-34,37 158 (110) 4,2:1

102

2002 (n=21) 2003 (n=20) x (m) x (m) min-max min-max 7,60 (7,68) 7,43 (7,48) 7,23-8,85 6,92-8,83 84,6 (78,0) 96,8 (100,0) 50,0-140,0 57,5-129,0 10,80 (10,72) 11,55 (10,93) 6,72-15,35 5,22-25,82 2,16 (1,73) 0,711 (0,395) 0-4,943 0-3,038 1,47 (0,886) 1,539 (1,605) 0-5,676 0,051-3,484 1,37 (0,803) 1,63 (0,848) 0,194-5,024 0,268-7,209 5,00 (5,50) 3,88 (4,13) 1,044-7,316 0,680-10,93 0,690 (0,309) 3,23 (2,59) 0,112-3,022 1,01-8,01 5,69 (6,50) 7,11 (6,75) 1,348-7,893 2,05-13,49 0,730 (0,704) 1,15 (1,10) 0,400-1,333 0,208-2,19 1,12 (1,13) 2,81 (2,40) 0,595-1,953 0,934-6,069 62,19 (44,30) 42,66 (42,12) 20,37-168,33 5,36-75,08 28,89 (30,20) 17,02 (14,74) 10,62-51,80 4,40-36,27 129 (83,3) 106 (99,9) 15:1 7,5:1

23. táblázat. A 2. halastó vizének főbb vízkémiai és tápanyagtartalmi paraméterei a kísérleti években

paraméter

egység

pH fajlagos elektromos vezetőképesség kémiai oxigénigény (MnS)

mS m-1

nitrát nitrogén

mg l-1

nitrit nitrogén

mg l-1

ammónium nitrogén

mg l-1

ásványi nitrogén

mg l-1

szerves kötésű nitrogén

mg l-1

összes nitrogén

mg l-1

ortofoszfát foszfor

mg l-1

összes foszfor

mg l-1

összes lebegőanyag

mg l-1

szerves lebegőanyag

mg l-1

Klorofill-a TIN/PO43-- P

μg L-1

mg l-1

2001 (n=19) x (m) min-max 7,71 (7,78) 7,12-8,20 55,6 (55,8) 41,4-64,6 10,76 (10,74) 5,70-13,67 0,372 (0,298) 0,075-0,896 0,231 (0,231) 0,014-0,600 0,288 (0,263) 0,035-1,23 0,915 (1,04) 0,204-2,16 4,01 (4,58) 1,54-6,89 4,82 (5,33) 1,805-9,059 0,348 (0,369) 0,205-0,670 1,11 (0,800) 0,366-3,68 51,95 (60,58) 13,77-117,53 20,58 (18,02) 8,20-26,74 128 (140) 5,8:1

103

2002 (n=21) x (m) min-max 7,88 (8,03) 7,43-8,60 71,2 (64,9) 55,8-124,0 9,06 (9,28) 6,40-13,09 2,16 (2,37) 0,184-4,742 1,01 (0,540) 0,058-3,487 0,478 (0,184) 0,081-1,758 3,65 (3,85) 1,273-5,932 0,464 (0,404) 0,113-1,123 4,11 (4,07) 1,980-6,250 0,337 (0,304) 0,189-0,732 0,544 (0,477) 0,298-1,178 76,15 (70,65) 39,70-120,73 31,25 (27,97) 19,9-75,00 132 (93,5) 24:1

2003 (n=20) x (m) min-max 8,08 (8,23) 7,34-8,64 86,5 (88,3) 57,1-112,0 11,42 (10,85) 5,22-26,0 0,622 (0,393) 0-2,598 0,818 (0,834) 0,044-2,207 0,263 (0,269) 0,020-0,747 1,70 (1,80) 0,273-3,17 2,70 (2,78) 0,835-4,48 4,40 (4,83) 1,108-6,284 0,559 (0,500) 0,150-1,217 2,01 (1,94) 0,313-3,809 74,98 (79,69) 5,42-144,02 26,15 (23,25) 4,29-57,86 219 (237) 17:1

24. táblázat. Az 1. vízinövényes tó vizének főbb vízkémiai és tápanyagtartalmi paraméterei a kísérleti években

Paraméter

Egység

pH fajlagos elektromos vezetőképesség kémiai oxigénigény (MnS)

mS m-1

nitrát nitrogén

mg l-1

nitrit nitrogén

mg l-1

ammónium nitrogén

mg l-1

ásványi nitrogén

mg l-1

szerves kötésű nitrogén

mg l-1

összes nitrogén

mg l-1

ortofoszfát foszfor

mg l-1

összes foszfor

mg l-1

összes lebegőanyag

mg l-1

szerves lebegőanyag

mg l-1

klorofill-a TIN/PO43--P

μg L-1

mg l-1

2001 (n=19) x (m) min-max 7,51 (7,80) 7,09-8,15 50,9 (50,9) 39,3-64,9 10,05 (9,52) 6,16-13,21 0,271 (0,161) 0,041-0,954 0,140 (0,044) 0,003-0,503 0,127 (0,077) 0,019-1,257 0,643 (0,253) 0,067-1,980 2,81 (2,01) 0,876-7,652 2,78 (2,23) 0,957-9,632 0,236 (0,229) 0,050-0,440 0,964 (0,719) 0,347-3,453 11,02 (9,71) 2,63-50,92 7,65 (5,93) 1,96-17,10 38,8 (24,0) 6:1

104

2002 (n=21) x (m) min-max 7,16 (7,18) 6,72-8,25 70,8 (64,8) 57,8-116,0 8,19 (8,08) 5,01-10,99 0,896 (0,677) 0,097-3,227 0,283 (0,179) 0,038-1,247 0,516 (0,349) 0,095-1,873 1,70 (1,42) 0,320-1,369 0,371 (0,263) 0,110-1,061 2,07 (1,66) 0,854-4,061 0,239 (0,220) 0,130-0,515 0,424 (0,341) 0,223-1,209 12,42 (11,03) 2,72-30,70 9,30 (7,47) 2,00-24,17 37,9 (21,7) 16:1

2003 (n=20) x (m) min-max 7,31 (7,29) 7,12-7,66 88,6 (95,0) 61,3-111,0 10,88 (9,79) 6,20-19,74 0,457 (0,268) 0-1,687 0,384 (0,284) 0,026-1,274 0,376 (0,337) 0,080-0,758 1,23 (1,17) 0,118-2,254 2,48 (2,40) 0,831-3,99 3,73 (3,72) 0,949-4,782 0,552 (0,498) 0,115-1,187 1,80 (1,69) 0,466-3,68 21,37 (18,46) 5,55-35,59 10,34 (8,27) 3,39-20,25 33,3 (29,3) 5:1

25. táblázat. A 2. vízinövényes tó vizének főbb vízkémiai és tápanyagtartalmi paraméterei a kísérleti években 2001 (n=19) 2002 (n=21) 2003 (n=20) x (m) x (m) x (m) paraméter egység min-max min-max min-max 7,01 (7,12) 6,99 (7,08) 7,11 (7,13) pH 6,30-7,43 6,50-8,36 6,88-7,41 fajlagos elektromos 52,1 (51,8) 70,1 (64,1) 85,6 (87,5) mS m-1 vezetőképesség 43,3-64,3 59,2-112,0 53,8-124,0 kémiai oxigénigény 10,72 (11,50) 7,20 (7,04) 10,36 (10,11) -1 mg l (MnS) 5,54-13,21 4,85-9,05 6,85-16,35 0,121 (0,089) 0,275 (0,201) 0,425 (0,268) mg l-1 nitrát nitrogén 0-0,395 0,064-0,830 0-1,935 0,024 (0,022) 0,087 (0,038) 0,053 (0,018) mg l-1 nitrit nitrogén 0-0,447 0-0,335 0-0,297 0,115 (0,085) 0,304 (0,174) 0,194 (0,110) -1 mg l ammónium nitrogén 0,023-1,190 0,050-1,412 0,048-0,827 0,351 (0,268) 0,666 (0,496) 0,686 (0,487) mg l-1 ásványi nitrogén 0,042-1,409 0,187-1,616 0,117-2,050 2,58 (1,89) 0,357 (0,282) 2,41 (2,18) mg l-1 szerves kötésű nitrogén 0,954-7,87 0,135-1,205 0,729-3,76 2,77 (2,13) 0,977 (0,768) 3,09 (3,06) -1 mg l összes nitrogén 0,996-9,281 0,354-2,576 0,846-5,05 0,351 (0,353) 0,181 (0,171) 0,518 (0,529) mg l-1 ortofoszfát foszfor 0,167-0,577 0,050-0,462 0,150-1,08 1,09 (0,725) 0,279 (0,267) 1,73 (1,43) -1 mg l összes foszfor 0,341-3,78 0,112-1,023 0,508-3,51 5,26 (3,31) 10,67 (5,59) 7,51 (5,58) mg l-1 összes lebegőanyag 1,41-12,83 1,06-40,43 0,69-34,33 2,91 (2,22) 6,15 (4,25) 4,40 (5,02) mg l-1 szerves lebegőanyag 0,95-11,93 0,66-36,33 0,660-12,93 μg L-1 klorofill-a 9,3 (3,5) 15,5 (9,6) 11,7 (10,9) TIN/PO43--P 2,2:1 8,2:1 2,9:1

105

26-58. táblázat: T: Mann-Whitney teszt; t: t-teszt, *: szignifikáns eltérés

29. táblázat. Nitrit nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2001

26. táblázat. Vezetőképesség értékeinek statisztikai eredményei, 2001

H1

EF H1 T=495* (P<0,001) H2 T=495* (P<0,001) W1 t=38,280* (P<0,001) α=1,000 W2 T=495* (P<0,001)

H1 -

H2 -

H2

t=1,109 (P=0,275) α=0,071! t=2,272* (P=0,030) α=0,500! T=376 (P=0,179)

H2 -

EF t=4,738* (P<0,001) α=0,998 H2 t=11,817* (P<0,001) α=1,000 W1 t=13,082* (P<0,001) α=1,000 W2 T=495* (P<0,001)

-

t=1,217 (P=0,232) α=0,097! t=0,396 P=0,694 α=0,050!

EF T=234,5* (P=0,002) H2 T=278 (P=0,085) W1 T=362,5 (P=0,359) W2 t=2,210* P=0,034 α=0,471!

-

H1 -

T=397* (P=0,045) T=435* T=374,5 P=0,001 (P=0,195)

H2 -

T=465* (P<0,001)

W1 -

-

T=476* T=418* (P<0,001) (P=0,008) T=477* P<0,001

T=431 * P=0,002

T=338 P=0,887

-

31. táblázat. A szerves kötésű nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2001

t=-0,870 P=0,390 α=0,050!

EF t=3,423* (P=0,002) α=0,906 H2 t=6,579* (P<0,001) α=1,000 W1 t=8,039* (P<0,001) α=1,000 W2 t=8,210* (P<0,001) α=1,000 H1

28. táblázat. Nitrát nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2001 H1

-

30. táblázat. Ammónium nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2001

W1 -

-

W1 -

t=-0,744 P=0,462 α=0,050!

27. táblázat. Kémiai oxigénigény SMn értékeinek statisztikai eredményei, 2001 H1 -

H2 -

-

-

H1

EF H1 t=8,785* (P<0,001) α=1,000 H2 t=10,098* (P<0,001) α=1,000 W1 t=11,225* (P<0,001) α=1,000 W2 t=10,695* (P<0,001) α=1,000

H1 -

t=0,657 P=0,516 α=0,050! W1 T=357 T=410* (P=0,457) (P=0,016) W2 T=426,5* T=455* (P=0,003) (P<0,001)

W1 -

T=377 (P=0,169) T=418* t=2,333* (P=0,008) (P=0,026) α=0,528! T=406* t=1,928 (P=0,022) P=0,062 α=0,345!

EF T=218* (P<0,001) T=257,5* (P=0,018)

H1 -

H2 -

W1 -

T=350,5 (P=0,591) T=418,5* (P=0,007) T=458* (P<0,001)

-

-

T=390 (P=0,071) T=431* T=378 P=0,002 (P=0,159)

106

H1 -

H2 -

W1 -

t=-4,138* (P<0,001) α=0,984 t=6,074* (P<0,001) α=1,000 t=6,297* (P<0,001) α=1,000

-

-

t=2,207* (P=0,034) α=0,470! T=403 * T=311 P=0,028 P=0,496

32. táblázat. Összes nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2001 EF t=3,285* (P=0,002) α=0,877 H2 t=6,868* (P<0,001) α=1,000 W1 t=8,304* (P<0,001) α=1,000 W2 t=9,120* (P<0,001) α=1,000 H1

H1 -

H2 -

W1 -

t=4,459* (P<0,001) α=0,994 t=6,302* (P<0,001) α=1,000 t=7,292* (P<0,001) α=1,000

-

-

35. táblázat. Összes lebegőanyag értékek statisztikai eredményei, 2001 EF T=475* (P<0,001) H2 t=3,903* P<0,001 α=0,969 W1 T=493* (P<0,001) W2 T=495* (P<0,001) H1

t=2,250* (P=0,031) α=0,490! T=415 * T=332 P=0,010 P=0,987

H1 H2

H1 -

H2 -

T=460,5 * (P<0,001) W1 T=495* T=479* t=3,375* (P<0,001) (P<0,001) (P=0,002) α=0,896 W2 T=495* T=466,5* t=0,534 (P<0,001) P<0,001 P=0,579 α=0,050!

H1 H2

EF T=492* (P<0,001) H2 T=494* (P<0,001) W1 T=495* (P<0,001) W2 T=492* (P<0,001)

W1 -

t=-1,907 P=0,065 α=0,336! T=474* (P<0,001) T=495* P<0,001

-

-

EF T=442* (P<0,001) T=442* (P<0,001)

H1 -

t=-0,446 P=0,659 α=0,050! W1 T=442* T=442* (P<0,001) (P<0,001) W2 T=442* T=435* (P<0,001) P<0,001

W1 -

T=483* (P<0,001) T=495* T=421* P<0,001 P=0,006

H2 -

W1 -

-

-

T=423* P<0,001 T=438* P<0,001

T=382* P=0,004

-

37. táblázat. Vezetőképesség értékek statisztikai eredményei, 2002

t=-2,622* P=0,013 α=0,656!

EF T=652* (P<0,001) H2 T=652* (P<0,001) W1 T=647* (P<0,001) W2 T=653* (P<0,001) H1

34. táblázat. Összes foszfor értékek statisztikai eredményei, 2001 H1

H2 -

36. táblázat. Szerves lebegőanyag értékek statisztikai eredményei, 2001

33. táblázat. Ortofoszfát foszfor értékek statisztikai eredményei, 2001 EF T=495* (P<0,001) T=495* (P<0,001)

H1 -

H1 -

H2 -

W1 -

T=413* (P=0,012) T=432* (P=0,002) T=411* (P=0,014)

-

-

H1 -

H2 -

W1 -

T=555 * (P=0,010) T=544* (P=0,021) T=577* (P=0,002)

-

-

T=458 (P=0,880) T=479 T=494 P=0,252 P=0,291

38. táblázat. Kémiai oxigénigény értékeinek statisztikai eredményei, 2002

T=365,5 (P=0,311) T=350,5 T=328 P=0,591 (P=0,887)

H1 H2

EF T=652* (P<0,001) T=670,5* (P<0,001)

H1 -

t=2,848* (P=0,007) α=0,749! W1 T=672* t=4,763* (P<0,001) P<0,001 α=0,998 W2 T=672* T=648* (P<0,001) (P<0,001)

107

H2 -

W1 -

-

-

t=1,670 (P=0,103) α=0,097! T=585* t=2,646* (P<0,001) P=0,012 α=0,670!

39. táblázat. Nitrát nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2002 H1 H2

EF T=318* (P<0,001) T=263* (P<0,001)

H1 -

t=-0,0238 (P=0,998) α=0,050! W1 T=317* T=533* (P<0,001) (P=0,042) W2 T=453 T=580* (P=0,980) (P=0,001)

H2 -

W1 -

-

-

43. táblázat. Összes nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2002 EF t=3,252* (P=0,002) α=0,872 H2 t=7,624* (P<0,001) α=1,000 W1 T=665 * (P<0,001) W2 T=266 * (P<0,001) H1

T=573,5* P=0,002 T=641* T=564* P<0,001 (P=0,005)

40. táblázat. Nitrit nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2002 EF H1 T=272* (P<0,001) H2 T=239* (P<0,001) W1 T=260,5* (P<0,001) W2 T=478 (P=0,513)

H1 T=466 (P=0,725) T=551* (P=0,013) T=620* (P<0,001)

H2 -

EF T=666* (P<0,001) H2 T=672* (P<0,001) W1 T=672* (P<0,001) W2 T=672* (P<0,001)

H1 -

EF T= (P) T=672* (P<0,001) W1 T=672* (P<0,001) W2 T=672* (P<0,001) H1 H2

-

T=588* (P<0,001) T=651* T=601* P<0,001 (P=0,195)

H2 -

W1 -

EF T=660* (P<0,001) H2 T=672* (P<0,001) W1 T=672* (P<0,001) W2 T=672* (P<0,001)

-

T=385 (P=0,279) T=550,5* T=665* P=0,013 P<0,001

42. táblázat. Összes szerves nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2002 EF T=574* (P=0,002) H2 T=595* (P<0,001) W1 T=618* (P<0,001) W2 T=625* (P<0,001) H1

W1 -

t=6,611* (P<0,001) α=1,000 T=670* (P<0,001) T=231* (P<0,001)

-

-

T=607* (P<0,001) T=231 * T=231 * P<0,001 P<0,001

H1 T=644 * (P<0,001) T=661,5* (P<0,001) T=668* P<0,001

H2 -

W1 -

T=580* (P=0,001) T=622* T=544* P<0,001 (P=0,021)

45. táblázat. Összes foszfor értékek statisztikai eredményei, 2002 H1

T=580* (P=0,001) T=545* (P=0,019) T=612* P<0,001

H2 -

44. táblázat. Ortofoszfát foszfor értékek statisztikai eredményei, 2002

W1 -

41. táblázat. Ammónium nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2002 H1

H1 -

H1 -

H2 -

W1 -

T=641* (P<0,001) T=643* (P<0,001) T=655* (P<0,001)

-

-

T=568* (P=0,003) T=617 * T=536* P<0,001 (P=0,035)

H1 -

H2 -

W1 -

46. táblázat. Összes lebegőanyag értékek statisztikai eredményei, 2002

T=459 (P=0,860) T=518 (P=0,097) T=518 (P=0,097)

-

-

H1

EF T=433,5 (P=0,660) H2 T=351* P=0,012 W1 T=661* (P<0,001) W2 T=652* (P<0,001)

T=508 (P=0,159) T=514 T=448 P=0,119 P=0,940

108

H1 -

H2 -

W1 -

T=350* P=0,011 T=667* (P<0,001) T=659* P<0,001

-

-

T=672* (P<0,001) T=670* T=517 P<0,001 P=0,102

47. táblázat. Szerves lebegőanyag értékek statisztikai eredményei, 2002 H1 H2

EF T=513 (P=0,125) T=483 (P=0,435)

H1 -

t=-0,648 P=0,520 α=0,050! W1 T=660* T=644* (P<0,001) (P<0,001) W2 T=649* t=6,252* (P<0,001) (P<0,001) α=1,000

H2 -

W1 -

-

-

T=667* P<0,001 T=641* P<0,001

-

51. táblázat. Nitrit nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2003 EF T=195* (P<0,001) H2 T=196* (P<0,001) W1 T=222* (P<0,001) W2 T=409 (P=0,267) H1

T=521 P=0,083

EF H1 H2

H1 -

t=2,430* (P=0,020) α=0,573! W1 T=532* T=478* (P<0,001) (P=0,002) W2 T=532* t=3,538* (P<0,001) (P=0,001) α=0,927

H2 -

W1 -

-

-

EF t=4,952* (P<0,001) α=0,999 H2 T=550* (P<0,001) W1 T=547* (P<0,001) H1

T=403,5 P=0,343 t=1,099 T=377,5 (P=0,279) P=0,849 α=0,069

H1 -

H2 -

W1 -

T=369 (P=0,977) T=384 (P=0,693) T=395 (P=0,474)

-

-

EF T=327 (P=0,209) H2 T=327,5 (P=0,215) W1 T=381 (P=0,770) W2 T=391 (P=0,559

H1 H2

H2 -

W1 -

T=372,5 (P=0,965) T=414 (P=0,209) T=422 (P=0,136)

-

-

T=415 P=0,199 T=421 P=0,144

-

-

-

T=455* P=0,014 T=541* P<0,001

-

H1 -

H2 -

EF T=506* (P<0,001) T=539* (P<0,001)

H1 -

H2 -

t=1,092 (P=0,282) α=0,067! W1 T=544* T=414 t=1,152 (P<0,001) (P=0,209) (P=0,257) α=0,081! W2 T=541* T=415 t=1,321 (P<0,001) (P=0,199) (P=0,195) α=0,125!

T=398 (P=0,431) T=408 T=375 (P=0,280) (P=0,895)

H1 -

T=435 P=0,062 T=488* (P<0,001) T=543* (P<0,001)

T=521,5* P<0,001

W1 -

-

T=476* P=0,002

53. táblázat. Összes szerves nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2003

50. táblázat. Nitrát nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2003 H1

W1 -

T=511* (P<0,001) T=490* t=-1,546 (P<0,001) (P=0,131) α=0,196 W2 T=550* T=533* T=425 (P<0,001) P<0,001 P=0,115

49. táblázat. Kémiai oxigénigény SMn értékek statisztikai eredményei, 2003 EF H1 T=510* (P<0,001) H2 T=513* (P<0,001) W1 T=523* (P<0,001) W2 T=529* (P<0,001)

H2 -

52. táblázat. Ammónium nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2003

48. táblázat. Vezetőképesség értékek statisztikai eredményei, 2003 EF T=532* (P<0,001) T=532* (P<0,001)

H1 -

T=375,5 (P=0,895)

109

W1 -

-

t=0,214 (P=0,832) α=0,050!

54. táblázat. Összes nitrogén értékek statisztikai eredményei, 2003 EF t=4,630* (P<0,001) α=0,997 H2 t=9,425* (P<0,001) α=1,000 W1 T=547 * (P<0,001) W2 T=550 * (P<0,001) H1

H1 -

H2 -

W1 -

T=490 * (P<0,001)

-

T=519* (P<0,001) T=536* (P<0,001)

-

T=447* (P=0,027) t=3,786* (P<0,001) α=0,959

57. táblázat. Összes lebegőanyag értékek statisztikai eredményei, 2003 EF t=1,229 P=0,227 α=0,100! H2 t=-2,440* P=0,020 α=0,578! W1 T=529* (P<0,001) W2 T=546* (P<0,001) H1

t=1,946* (P<0,001) α=0,354

H1 H2

H1 -

t=5,057* P<0,001 α=0,999 W1 T=544* t=5,163* (P<0,001) P<0,001 α=1,000 W2 T=543* t=5,731* (P<0,001) P<0,001 α=1,000

H2 -

W1 -

-

-

t=0,286 P=0,777 α=0,050! t=0,747 P=0,460 α=0,050!

EF T=470* (P=0,004) H2 T=400 (P=0,397) W1 T=532* (P<0,001) W2 T=550* (P<0,001) H1

-

t=0,414 P=0,682 α=0,050!

56. táblázat. Összes foszfor értékek statisztikai eredményei, 2003 H1

H2

EF t=6,054* P<0,001 α=1,000 T=548* (P<0,001)

H1 -

t=2,347* P=0,025 α=0,535! W1 T=549* t=3,349* (P<0,001) P=0,002 α=0,892 W2 T=550* T=477* (P<0,001) (P=0,002)

H2 -

W1 -

-

-

t=1,138 P=0,263 α=0,078! T=405 P=0,321

-

H2 -

W1 -

t=-3,715* P<0,001 α=0,952 T=501* P<0,001 T=534* P<0,001

-

-

T=519* (P<0,001) T=539* T=514* P<0,001 P<0,001

58. táblázat. Szerves lebegőanyag értékek statisztikai eredményei, 2003

55. táblázat. Ortofoszfát foszfor értékek statisztikai eredményei, 2003 EF T=532* (P<0,001) T=545* (P<0,001)

H1 -

t=0,211 P=0,834 α=0,050!

110

H1 -

H2 -

W1 -

T=299,5* (P=0,040) T=475* (P=0,002) T=534* (P<0,001)

-

-

T=499* P<0,001 T=536* P<0,001

T=506* P<0,001

50. ábra. A tervezett, intenzív halnevelő telepek elfolyóvizének kezelésére alkalmas létesített vizes élőhely tervrajza

111

INTENZÍV HALTERMELŐ TELEP ELFOLYÓVIZÉNEK KEZELÉSE LÉTESÍTETT VIZES ÉLŐHELYI RENDSZEREKBEN Értekezés a doktori (Ph.D.) fokozat megszerzése érdekében a környezettudományok tudományágban Írta: Kerepeczki Éva okleveles biológus Készült a Debreceni Egyetem Környezettudományok doktori iskolája (Vízi környezetvédelem programja) keretében Témavezető:

Dr. Lakatos Gyula

A doktori szigorlati bizottság: elnök: Dr. Dévai György ..................................................... tagok: Kaszáné Dr. Kiss Magdolna ..................................................... Dr. Wittner Ilona .................................................... A doktori szigorlat időpontja: 2004. szeptember 30. Az értekezés bírálói: Dr. Szilágyi Ferenc Dr. Nagy Sándor Alex Tartalék Dr. Tóth János Attila A bírálóbizottság: elnök: Dr. Tóthmérész Béla tagok: Dr. Oláh János Dr. Nagy Miklós Dr. Szilágyi Enikő Dr. Tóth Albert DE

............................................................ ............................................................ ............................................................

.......................................................... .......................................................... .......................................................... .......................................................... ..........................................................

Az értekezés védésének időpontja: 200… . ……………… … .

112