Intenzív haltermelő telep elfolyóvizének kezelése létesített vizes élőhelyi rendszerekben

Átírás

1 Intenzív haltermelő telep elfolyóvizének kezelése létesített vizes élőhelyi rendszerekben Doktori (PhD) értekezés Kerepeczki Éva Debreceni Egyetem Debrecen, 6

2 Ezen értekezést a Debreceni Egyetem TTK Környezettudományok Doktori Iskola Vízi környezetvédelem programja keretében készítettem a Debreceni Egyetem TTK doktori (PhD) fokozatának elnyerése céljából. Debrecen, 6. február 17. Kerepeczki Éva doktorjelölt Tanúsítom, hogy Kerepeczki Éva doktorjelölt - 6 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, 6. február 17. Dr. Lakatos Gyula témavezető

3 Tartalomjegyzék 1. Bevezetés, célkitűzések...5. Irodalmi áttekintés Létesített vizes élőhelyek Vízkezelés tavakban Vízkezelő halastavak Vízinövényes tó Tápanyag-eltávolítási folyamatok a létesített vizes élőhelyeken A hazai intenzív haltenyésztés jellemzése Az intenzív akvakultúra elfolyóvizének kezelési lehetőségei Anyag és módszer Kezelendő víz jellemzése Mintavételi terület leírása Mintavételi és vizsgálati módszerek Értékelési módszerek Eredmények és értékelésük Vízkémiai eredmények Az elfolyóvíz összetétele A vízkezelő rendszer tavainak vízminősége és tápanyagtartalma ph Fajlagos elektromos vezetőképesség Oldott oxigén Szervetlen kötésű nitrogénformák Szerves kötésű nitrogén és összes nitrogén Foszforformák Kémiai oxigénigény Biokémiai oxigénigény Lebegőanyagok Klorofill-a... 6

4 .. Az üledék tápanyagtartalma Tisztítási hatékonyság Tápanyagmérleg Halbiomassza Ökonómiai számítások A kísérleti vízkezelő rendszer gyakorlati alkalmazása Összefoglalás Summary Köszönetnyilvánítás Irodalomjegyzék... 9 Függelék... 11

5 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

6 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 1 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., 1; VYMAZAL, 1; LAKATOS, ). 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., ). 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, ). 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

7 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 1, és 3 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

8 . Irodalmi áttekintés Alig ötven évvel ezelőtt GOPAL (3) 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, 197) 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, ). A létesített vizes élőhelyek (constructed wetlands) iránt egyre szélesebb körben érdeklődnek mind a kutatók, mind a felhasználók. Az utóbbi 3- 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, ), valamint konferenciák anyagát bemutató kötetek láttak napvilágot (HAMMER, 1989; VYMAZAL, 1998; VYMAZAL, 1; MANDER és JENSSEN, ; VYMAZAL, 3), 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

9 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, () 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

10 .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., 199). 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... 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, 1). 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). 1

11 ..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, ). 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, 198; OLÁH, 1986b, GÁL et al., 3). A tógazdasági halastavakban a szennyvizek elhelyezése, mint tótrágyázási technológia, a természetes hozam fokozása érdekében a hagyományos halastavi technológia mellett történik (DONÁSZY, 1958; WOYNÁROVICH, 1959c, 198; KOVÁCS et al., 1979; EGERSZEGI, 198; KÖRMENDI, 198a, 198b, ). 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, 197; 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 5-3 kg ha -1 nap -1 KOI Crs terhelést képesek feldolgozni (KOVÁCS et al., 1979). Az OVH Műszaki Irányelvei (MI ) alapján hígítóvíz alkalmazása nélkül a halastavakba naponta bevezethető szennyvíz mennyisége kg ha -1 BOI 5 terhelés, háromszoros hígítás esetén 65 kg ha -1. BÍRÓ (1995) szerint szintén 65 kg BOI 5 ha -1 nap -1 szerves anyag mennyiség helyezhető el halastavakban. 11

12 Hagyományos népesítésű, takarmányozott halastavakban EGERSZEGI (198) elsődlegesen és másodlagosan kezelt szennyvíz bevezetésekor 8-9 %-os nitrogén és foszfor, illetve -6 %-os KOI eltávolítást közölt. Takarmányozás nélkül 8-9 % BOI 5, 6-7 % KOI Cr és 8-9 % nitrogén és foszfor eltávolítási hatásfok érhető el (KOVÁCS et al., 1979; KOVÁCS és OLÁH, 198). 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 - nap -1. A halhozamok együtt emelkednek a trágyadózisokkal 5 g C m - nap -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. (3) hatékony eszköznek tartja a tilápiát az algatömeg csökkentésére. TURKER et al. (3) szerint a fehér busa és a nílusi tilápia egyaránt képes az algatömeg kiszűrésére, de a tilápia hatékonyabban szűrte az egysejtű zöldalgákat. A fehér busa 8-1 m-es tartományban fitoplanktont fogyaszt, a leggyakoribb táplálékszervezetei 17-5 m méretűek, a pettyes busa 17-3 mikronos zoo-, fitoplanktont és detritusz szemcséket képes kiszűrni, de leginkább 5-1 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. db ha -1 (6-65 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 8 %-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 1 % -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) 1

13 is termesztettek. A vízinövényes tóban gyékény, békalencse és vízijácint alkotta a növényzetet. A rendszer a víztérfogat %-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.... 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 1 és 5 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

14 RADOUX et al. (3) 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 BOI 5, 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 (5 %) és az összes nitrogén ( %) koncentrációját, a foszfor mennyisége még növekedett is a tóban, viszont a lebegőanyagok koncentrációja 3 és a BOI 5 %-kal csökkent. A második fokozatban a vízinövényes tavak a lebegőanyagok mennyisége 5-53 %-kal, a BOI %-kal, KOI 37, az összes nitrogén - az összes foszfor 1-9 %-kal csökkent. A szárazföldi rendszerek, ahol a vízszint a gyökérzónában volt nagyobb hatékonyságúnak bizonyultak: a lebegőanyagok mennyisége %-kal, a BOI %-kal, KOI 8-89, az összes nitrogén az összes foszfor 7-97 %-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. 1

15 .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 Szennyezőanyag Leírás Fizikai Kiülepedés Szűrés 1. Kiülepíthető lebegőanyagok. Kolloid részecskék *BOI 5, nitrogén, foszfor, nehézfémek, nehezen bomló szerves anyagok, baktériumok, vírusok. Kiülepíthető lebegőanyagok, kolloid részecskék A gravitáció hatására a formált részecskék (és a hozzájuk kötődő más szennyezőanyagok) kiülepednek a mederfenékre. A részecskék mechanikusan kiszűrődnek, amikor a víz áthalad az alzatot képező szubsztráton, a gyökérzeten vagy a halakon. Adszorpció. Kolloid részecskék Részecskék közötti kölcsönhatás (van der Waals kötés) érvényesül Kémiai Csapadékképződés 1. Foszfor, nehézfémek Csapadékképzés vagy koprecipitáció eredményeként oldhatatlan vegyületek keletkeznek. Adszorpció Lebomlás Biológiai Mikrobiális anyagcsere (bioszintézis és katabolizmus) Növények felvétele 1. Foszfor, nehézfémek. Nehezen bomló szerves anyagok 1. Nehezen bomló szerves anyagok 1. Kolloid részecskék, BOI 5, nitrogén, nehezen bomló szerves anyagok, nehézfémek. Nitrogén, foszfor, nehézfémek, nehezen bomló szerves anyagok 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. 1. Baktrériumok, vírusok Mikroorganizmusok pusztulása a kedvezőtlen körülmények miatt. Természetes pusztulás 1: elsődleges eltávolítási folyamat,. másodlagos eltávolítási folyamat, *más anyagok eltávolításához kapcsolódó folyamat 15

16 A lebegőanyagok eltávolításában mind a gyökérzónás, mind a tavas vízkezelő rendszerek hatékonynak bizonyultak, WATSON et al. (1989) a biokémiai oxigénigényhez hasonló 6-96 %-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., ). 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 (H S, 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 (NH + ) gáz halmazállapotú ammóniává (NH 3 ) 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

17 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 1 és mgo m - 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 8 %, 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, 1). 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, ). 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

18 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, 1). 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, g m - év -1, az eltávolítás hatékonysága % között változik, de 3- %-ra csökken, ha 1-15 g m - 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 -5 év után. 18

19 .. A hazai intenzív medencés halnevelés jellemzése Az első recirkulációs halnevelő rendszert 1951-ben építették Japánban, amelyben pontytenyésztést folytattak (BARDACH et al., 197). 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 197-es években üzemi méretű melegvízi, recirkulációs halnevelés technológiáját (CSÁVÁS és VÁRADI, 198). A geotermikus energia felhasználásával üzemeltetett, 3 m 3 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 197-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 198-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 (199) a szuperintenzív rendszerek közé sorolta. Az. táblázat tartalmazza a különböző halfajok térfogategységre számított lehalászható mennyiségét, levegőztetett, meleg átfolyóvizes rendszerekben.. táblázat. Az intenzív haltermelő rendszerekben tartható különböző halfajok mennyisége Halfaj Mennyiség (kg m -3 ) Afrikai harcsa (Clarias gariepinus) 3 Szürke harcsa (Silurus glanis) 1 Tokfélék (Acipenseridae) 6 Tilápia (Tilapia sp.) 5 19

20 .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., 5). 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., ; TILLEY et al., ; LIN et al., 5). 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 koncentráció tisztítási (mg L 1 ) hatékonyság ammónium nitrogén,337 71, % nitrit nitrogén,1 3,9 % nitrát nitrogén,53 5,7 % Kjeldahl nitrogén 1,61 5,3 % összes foszfor,16 68,5 % BOI 5 5,61 36,9 % lebegőanyag 3,5 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., ). 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 %-át, a BOI %-át, az ammónium nitrogén 6-66 %-át és a nitrit nitrogén 83-9 %-át távolította el, 1,57-1,95- szeres napi vízcsere mellett (LIN et al., 5).